Kielitarkastettu valmis versio 31.7.2007 Tere tulemast Pilliroorannikule! Pilliroog on nii kaldal kui kalda lähedal Eesti ja Lõuna-Soome rannikualade põhiliseks tunnusmärgiks. Liik on tuntud üle kogu maailma. Pilliroog on pikkamööda vallutanud meie rannajoone ning selle ekspansiooni on kiirendanud inimtegevus: eutrofeerumine, kliima muutumine ning rannaniitude majandamise lõpetamine. Pilliroo ja roostike põhiomadusi ning nende tähtsust veekvaliteedile kirjeldatakse selle raamatu esimeses kahes peatükis: „Pilliroog nii nagu see on“ ja „Puhas pilliroog“. Pilliroogu võib pidada invasiivseks probleemliigiks. Rannajoone kinnikasvamise tõttu võivad kaduma minna meie tuttav maastik ning puhkealad. Roostikud on elupaigaks mitmetele liikidele, kuid samal ajal väheneb drastiliselt rannaniitude ja nendel elavate liikide hulk. Kolmas peatükk, „Hääled roostikust“, kirjeldab roostike ja rannaniitude biodiversiteeti. Raamatu lõpust leiate sõnastiku, mis sisaldab lindude ja soontaimede nimesid eesti, soome ja rootsi keeles. Roostikes on võimalik näha ka potentsiaalset sissetulekuallikat. Pilliroogu saab kasutada bioenergia allika ning ehitusmaterjalina. Interreg IIIA projekt „Roostike strateegia Soomes ja Eestis“ on välja arendanud ja testinud mitut meie rannikualadele sobivat lahendust. Peatükk „Puuduta ja kata“ kirjeldab pilliroo ja selle kasutamise ajalugu kunstis ja käsitöös ning rookatuste ehitamisel (katmisel). „Põledes uudishimust“ toob esile pilliroo karakteristikud ning roo kasutamise võimalused bioenergias. Rannikualade säilitamise, kasutamise ja majandamise vaheline tasakaal on põhiline küsimus ning üks neist, mis on seotud katseliste strateegiate loomisega Soomes ja Eestis. Peatükis „Kogunemine pilliroos“ näeme Salo linna strateegiakaardi näidet. Meie Soome-Eesti „roogrupp“ tundis, et selline multi- ja interdistsiplinaarne programm sobib hästi Interreg IIIA programmi raamidesse. Sedasorti lähenemine oli tähtis, sest spetsialistid kalduvad küsimusi arutama omas ringis ning kõnealusel juhul oli panuse saamine teiste alade spetsialistidelt eriti viljakas. Informatsiooni ja teadmisi jagati ja põimiti sellisel viisil arvukatel koosviibimistel ühtseks tervikuks. Selle projektiga loodud võrgustik on projekti eduks eluliselt tähtis. On olemas regionaalselt kohandatud lahendused probleemile, kuidas saada pilliroost kasumit, austades samas ka teisi väärtusi, nagu biodiversiteet, puhkamine ja puhas vesi. Jätkusuutlikud ja ökoloogiliselt mõistlikud lahendused nagu pilliroost ehitamine juurduvad tulevikus kindlasti sügavamalt. Puhata pika tööpäeva järel rahulikult rookatusega majas ning sulanduda looduse harmooniasse on lihtsalt taevalik. Projekt on Läänemere regioonis loonud põhja mitmele uuele lähenemisele ja projektile. Puhumas on muutuste tuuled. Projekti koordinaator Iiro Ikonen 26. juuli 2007

Pilliroog nii nagu see on – Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steud.: taksonoomia, morfoloogia, bioloogia, ökoloogia, probleemid Elle Roosaluste, MSc, Tartu Ülikool Harilik pilliroog, ld. Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steud. (varem ka Phragmites communis Trin. ning Arundo phragmites L.), kuulub taksonoomiliselt sugukonda Poaceae (R.Br.) Barnhart. Perekond Phragmites koosneb tänapäeval seitsmest liigist : 1) Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steud., mis jaguneb kolmeks alamliigiks:

a) Phragmites australis ssp. Australis, mis kasvab mõlema poolkera mõõduka kliimaga regioonides; b) Phragmites australis ssp. altissimus (Benth.) Clayton (taim on kõrgem ning selle pööris on suurem kui ssp. australis), mis kasvab Vahemere piirkonnas, Lähis-Idas, Põhja-Aafrikas; c) Phragmites australis ssp. americanus Saltonstall, P.M. Peterson & Soreng, mis kasvab Põhja-Ameerikas;

2) Phragmites vallatoria (Plunk. ex L.) Veldk [varem P. karka (Retz.) Trin. ex Steud.], mis kasvab troopilises Aasias, Polüneesias, Austraalias ja troopilises Aafrikas; 3) Phragmites mauritianus Kunth, mis kasvab troopilises Aafrikas; 4) Phragmites japonicus Steud., mis kasvab Ida-Hiinas, Jaapanis, Vene Kaug-Idas; 5) Phragmites frutescens H. Scholtz, mis kasvab Kreekas ja Türgis; 6) Phragmites dioica Hackel ex Conert, informatsioon on vähene, leidub Argentinas ja Uruguays; 7) Phragmites berlandieri E. Fourn, informatsioon on vähene, leidub Põhja-Ameerikast (Lambertini et al. 2006). Pilt 1: Harilik pilliroog, Phragmites australis, joonistanud Mimmi Vuoristo 2007. Erinevate liikide ja alamliikide kromosoomide arv erineb suuresti (euploidsuse aste 3x, 4x, 6x, 7x, 8x, 10x, 11x ja 12x) ning selle põhjuseks peetakse irregulaarsusi meioosis ja/või somaatilises mitoosis. Euroopas domineerivad tetraploidsed. Hariliku pilliroo reageeringutel kliimale, hüdroloogiale ja soolsusele on geneetiline alus (Lambertini et al. 2006). Morfoloogiliselt on harilik pilliroog mitmeaastane hüdrofüüt-geofüüt, tavaliselt väga kõrgete võsudega (kuni 4 m, vahel harva isegi 7 m). Võsude kõrgus sõltub õhu- ja veetemperatuurist, õhuniiskusest, toitainesisaldusest ja majandamisest. Harilik pilliroog moodustab tavaliselt tihedaid puhmaid ning 1 m² võib leida umbkaudu 200 võsu, mille lehed on helomorfsed, 1–3, harva 5 cm laiad. Neil taimedel on laialt roomav risoomisüsteem (risoomi jämedus 1–3 cm) ja tihedad narmasjuured ning selle juurtele on iseloomulik vesikulaar-arbuskulaarne mükoriisa. Õisikuks on tihe pööris, mille pikkus on kuni 30 cm (mõnikord 50 cm). Õitsemise kestus on kuni 3 kuud. Phragmites australis risttolmleb tuule abil, selle seemnete kaal on 0,1 g ning need ei kandu laiali mitte ainult tuulega, vaid ka lindude, vee ja inimeste abil. Seemnepank on lühiealine, transientne (alla 1 aasta). Seemnete kaudu paljunemine on samas kehv ning pilliroog kasvab peamiselt vegetatiivselt, risoomide abil (Haslam 1972).

Picture 2. Harilik pilliroog kasvab kiiresti: Edela-Soomes Halikkos oli pilliroog niitmise päeval, 19. juunil 2006, juba kaks meetrit kõrge. Foto: Eija Hagelberg. Taimekooslustes on harilik pilliroog ääretult konkurentsivõimeline: Grime’i elustrateegia jaotuse järgi on see konkurenttaim/stressitaluja (http://ufz.de/biolflor). Pilliroogude peamised konkurentsieelised on järgmised: 1) iga külgpung võib areneda horisontaalseks või vertikaalseks risoomiks; 2) kõrged ja tihedad roopuhmad takistavad valguse jõudmist maapinnale ning pärsivad teiste liikide kasvamist; 3) risukiht katab maapinna, takistades teisi liike seal tärkamast ja kasvamast; 4) tihe juurestik ja risoomisüsteem loob pinnases teistele liikidele ääretult rasked konkurentsitingimused. Seega tõrjub pilliroog konkurentsi tagajärjel ning maapinna tasandi (risu suur hulk) ja maapinnast kõrgemat keskkonda modifitseerides väiksemad liigid välja (Minchinton et al. 2006). Järgnevad faktorid kahandavad hariliku pilliroo konkurentsivõimet: 1) varjamine teiste taimeliikide poolt; 2) tugevad talvised külmad; 3) tugev põud vegetatiivsel perioodil; 4) lainete ja jää tugev mõju; 5) karjatamine ja niitmine; 6) põletamine. Pinnased, kus harilik pilliroog kasvab, on vägagi erinevad. Siiski eelistab see toitainerikkaid kasvupaiku, mille orgaanilise aine sisaldus on kuni 97%. Pinnase pH võib varieeruda 3,6–8,6 vahel, kuid enamikul juhtudest on see 5,5–7,5. Võsu kõrguse määrab suuresti fosfori-, kaaliumi- ja kaltsiumiioonide suur hulk pinnases. Harilik pilliroog võib kasvada väga suures hulgas paikades: rabades, madalates järvedes, soolakutes, avaveekooslustes. Taimekoosluste klassifitseerimisel mainitakse kõige tihedamini järgnevaid kooslusetüüpe: Parvocaricetum, Magnocaricetum, Molinietum, Halo-Phragmitetum australis kooslus, Phragmites-Schoenoplectus-Typha latifolia kooslus, Phragmites-Schoenoplectus kooslus (Haslam 1972). Viimastel kümnenditel on harilik pilliroog muutunud tõsiseks looduskaitseprobleemiks, kuna see on levinud ökoloogiliselt väärtuslikesse kasvupaikadesse ning tugeva konkurendina tõrjunud välja enamiku teisi liike. Selle fenomeni tulemuseks on olnud biodiversiteedi järsk langus. Hariliku pilliroo ekspansiooni peamised põhjused on järgmised: 1) vähenenud majandustegevus, eriti karjatamine ja niitmine; 2) kliimamuutused: võrdlemisi pehmed talved ilma püsiva merejääta (jää hävitab pilliroo risoome); 3) suurenenud keskmine temperatuur soodustab pilliroo kasvamist. Mõne aasta eest kerkis esile veel üks idee, mis aitab seletada hariliku pilliroo kiiret invasiooni. Ajalooliste ja tänapäevaste pilliroonäidiste genotüüpide võrdlemine (kasutades herbaariume) näitab, et need on geneetiliselt erinevad ning neil on ilmselt ka erinev levivõime (Saltonstall 2002).

http://ufz.de/biolflor

Pilt 3: Madalatel mererannikutel on pilliroog levinud kõigile rannajoontele. Soome, Saaristomeri. Foto: Eija Hagelberg Viited Haslam, S.M. 1972. Phragmites communis Trin. Biological Flora of the British Isles. – J. of Ecol.: 60: 585-610. Lambertini, C., Gustafsson, M.H.G., Frydenberg, L., Lissner, J., Speranza, M. & Brix, H. 2006. A phylogeographic study of the cosmopolitan genus Phragmites (Poaceae) based on AFLPs. – Plant Syst. and Evol. 258: 161-182. Minchinton, T.E., Simpson, J.C. & Bertness, M.D. 2006. Mechanisms of exclusion of native coastal marsh plants by an invasive grass. – J. of Ecol.94: 342-354. Saltonstall, K. 2002. Cryptic invasion by a non-native genotype of the common reed, Phragmites australis, into North America. – Proc. of the Nat. Acad. of Sci. of the USA 99: 2445-2449. http://ufz.de/biolflor. 10.04.2007.

Pillirooressursside kaardistamine Soomes ja Eestis Timo Pitkänen, MSc, Turu Ülikool, geograafia osakond Mats Meriste, MSc, Tartu Ülikool, geoloogia instituut Tambet Kikas, Ülo Kask, teadur, MSc Eng. Tallinna Tehnikaülikool (TTÜ), soojustehnika instituut (STI) Hoolimata sellest, et pilliroog (Phragmites australis) on Lõuna-Soome ja Eesti ranniku ökosüsteemi silmapaistev osa, on nappinud täpset informatsiooni selle leviku kohta või siis on seda teemat puudutavad uurimused olnud üksikud ning võrdlemisi väiksemastaabilised. Pilliroog on kaardistamiseks keerukas objekt, kuna see kasvab mere- ja maakeskkondade kokkupuutepinnal. Lisaks sellele sõltuvad pilliroo välimus ja leidumine rõhutatult andmete hankimise kuupäevast, kusjuures roopuhmaid iseloomustavad sageli ebamäärased üleminekutsoonid näiteks niitudeks. Sellest tulenevalt, ent ka vähese huvi tõttu täpsete roostikukaartide loomise vastu, oli enne ressursside kaardistamist olemasolev informatsioon pilliroo kasvualade kohta ebapiisav ning vananenud, mistõttu ei sobinud see spetsiifilisteks, pillirooga seotud eesmärkideks. See oligi põhjuseks, miks analüüsi läbiviimine leiti olevat oluline – et täpsemalt kindlaks teha, kus pilliroog tegelikult kasvab. Ressursse kaardistati võrdlemisi suurel uuringualal (Lõuna-Soome ja Lääne-Eesti rannikualad; Joon 1) ning uuringu korraldamiseks määratud perioodi pikkus oli kolm kuud (veebruar kuni aprill 2006). Taimkattemustrite, näiteks pilliroo kasvualade kaardistamisel tuleb leida ka sobiv tasakaal mastaabi ja ulatuse vahel, mis peab vastama kasutatavale töökoormusele ja olemasolevatele ressurssidele. See oli põhjuseks, miks analüüs viidi läbi satelliidikujutiste interpreteerimise teel, sest need võimaldavad suure ala töötlemist võrdlemisi lühikese aja jooksul. Aerofotod oleksid andnud tunduvalt täpsemaid tulemusi, kuid nende kasutamist ei toetanud ei ajakava ega finantsressursid. Joon. 1. Uuringuala. Enne kogu ala analüüsimist tehti väike pilootuuring, et hinnata satelliidikujutiste sobivust pillirooressursside kaardistamiseks ning anda ka umbkaudne hinnang tulemuste täpsusele. Satelliidikujutiste ja aerofotode optimaalse kättesaadavuse tõttu selleks otstarbeks valiti katsepiirkonnaks väike ala Turu linna lähedal Edela-Soomes. Valitud satelliidikujutisteks oli kolm eraldi Landsat TM/ETM+ kaadrit, võetud juunis 1984, juulis 1992 ja augustis 1997. Nende Landsati satelliitide ruumiline lahutusvõime on 30 m (st kujutise pikslisuurus, vähim tuvastatav üksus) ning neil on 7 kanalit, mis kõik suudavad tuvastada erineva lainepikkusega spektriala (või 8; ETM+ satelliitidel on üks pankromaatiline lisakanal). Landsati kaader katab 185 x 185 km suurust ala, ning sama ala kujutise võtmise tsükli sagedus on 16 päeva. Üksikkaadri kasutuskõlblikkus sõltub samas peamiselt ilmastikutingimustest. Kõik kolm analüüsitud kujutist katsid täpselt sama ala, kuid kuna nad esindasid erinevaid kuid, oli võimalik hinnata, kas vara- ja hilissuvistel kuupäevadel oli pilliroo kasvualade osas erinevusi. Talviseid kujutisi kasutamiseks ei valitud, kuna häid ja ühtlase kvaliteediga talviseid kujutisi kogu uuringuala kohta oleks suuresti kõikuvate lume- ja jäätingimuste tõttu olnud raske hankida. Uuriti ka üht ASTER-i satelliidi võetud kujutist, kuid selle suuremast ruumilisest lahutusvõimest (15 m) hoolimata leiti, et see polnud Landsati kujutistest parem, kuna ASTER-i kujutised on kehvema spektraalse lahutusvõime (kanalite arvu) tõttu piiratud. Sellele lisaks oleks kogu uuringuala nende abil

analüüsimine olnud Landsati kaadritega võrreldes tunduvalt kallim ja nõudnud rohkem tööd. Kogu pilootuuringu, ent ka terve ressursside kaardistamise uuringu jaoks vajalikud arvutianalüüsid tehti Turu Ülikooli geograafia osakonna digitaalkartograafia laboratooriumis, kasutades programme ERDAS Imagine 8.7 ja ArcGis 9.1. Pilootuuring sisaldas mitme satelliidikujutiste töötlemiseks välja töötatud meetodi testimist. Nende meetodite hulka kuulusid etalonideta klassifitseerimine (Isodata-klasterdamine), taimkatteindeksid (IR/R ja NDVI) ning teised spektritihendusprotseduurid (peakomponentide analüüs ja Tasselled cap-transformatsioon). Kokkuvõttes saadi parimad tulemused hoolika etalonidega klassifitseerimise abil – see on meetod, mis nõuab väikeste etalonalade määramist igale spektraalselt erinevale maakatteklassile. Arvutiprogramm lõpetab kasutaja antud informatsiooni põhjal kogu kujutise ala klassifitseerimise. Enne pilliroo kasvualade lõpliku pindala esitamist polügoonidena osutusid vajalikuks veel mõned töötlussammud: alles tuleks hoida ainult need pilliroona klassifitseeritud alad, mis puutuvad kokku kaldajoonega (see kustutab kõik sisemaa „roostikualad“, mis on suurema tõenäosusega vigaselt klassifitseeritud ning ei kuulu selle uurimuse raamidesse). Ülejäänud pilliroona klassifitseeritud piksleid tuleks filtreerida 3x3 enamusfunktsioone kasutades (see vähendab müra, st täidab väiksed augud suurte roostikulappide sees ning kustutab isoleeritud pilliroopikslid). Pärast rasterandmete teisendamist polügoonideks tuleks piirjooni realistliku tulemuse saamiseks veidi siluda. Näib, et roolapid laiendavad hilissuvel tunduvalt oma pindala. Samas võib tulemusi olla mõjutanud roostikualade üldine ekspansioon aastatel 1984–1997. Analüüsi järelduseks oli, et analüüsil tuleks kasutada hilissuviseid kujutisi. Lisaks sellele hinnati tulemuseks saadud roostikualade piiride täpsust, võrreldes neid aerofotode interpretatsiooniga. Kasutati kaht 2350 m kõrgusel tehtud õigevärvilist värviaerofotot aastast 1998. Leiti, et satelliidikujutiste interpreteerimine pole kaugeltki veatu meetod. Siiski annab see võrdlemisi täpseid tulemusi, tuvastades umbes 70% kõigist pilliroo kasvualadest. Sellist täpsusastet hinnati pillirooressursside kaardistamisel kasutamiseks piisavaks. Kogu uuringuala kaardistamisel kasutati metodoloogiat, mis pilootuuringu käigus oli osutunud kõige sobivamaks. Selleks otstarbeks valitud satelliidikujutised olid Landsat TM/ETM+ kujutised, mis täitsid nii kujutise võtmise aastale (alla 10 aasta vana), kuule (juuli lõpp või august), ilmale (võimalikult vähe pilvi) kui hinnale seatud tingimused: kõige kallima kategooria Landsati kujutised olid liiga kallid. Uuringuala kaeti nelja erineva aastatel 1997–2002 võetud kaadriga. Mõne väikse põhikujutisel oleva pilve katmiseks kasutati kaht lisakujutist. Kujutistelt eemaldati soojus- ja pankromaatiline kanal ning andmed teisendati projektsiooni ja paigutati koordinaatsüsteemi maksimaalse veaga 15 meetrit, kusjuures veealad maskiti ära. Eeltöötlusprotseduuride järel klassifitseeriti kõik satelliidikujutised etalonmeetodil (suurima tõepära-klassifikatsioon). Eri kujutiste, eriti kõrvuti asetsevate kaadrite klassifikatsioonitulemused konstrueeriti nii sarnasteks kui võimalik, enne kui nad polügoonideks teisendati ja tulemus ühtseks andmehulgaks ühendati. Kõik kaldatsoonist väljaspool asuvad polügoonid kustutati ning tulemusi kontrolliti, eemaldades seejuures ilmselt valesti klassifitseeritud polügoonid. Viimaks piirjooned tasandati. Kuigi tulemused näitasid, et pilliroog on Lõuna-Soome rannikualadel küllaltki levinud (Joon. 2), erineb roostikulappide ulatus regiooniti märkimisväärselt. Suurimad pillirooga kaetud alad asuvad Varsinais-Suomi maakonna kesk- ja lõunaosa varjulistes lahtedes, ent ka Uusimaa ja Kymenlaakso maakondade idaosas. Pilliroo kasvualad on kõige ulatuslikumad maismaa rannikul – vähem varjulistel saarestikualadel muutuvad lapid väiksemaks ja vööndid kitsamaks. Kogu

Soome uuringualas oli pillirooga kaetud ala 28 000 ha, mis koosnes umbkaudu 25 000 eraldi polügoonist. Omavalitsuste tasandil leiti kõige suuremad pilliroo kasvualad Pernajas (2125 ha), Porvoos (2124 ha) ja Tammisaaris (1742 ha). Joon. 2. Pilliroolapid Soome uuringualal. Eesti uuringualal ei paikne pillirooga kaetud alad nii ühtlaselt kui Soomes (Joon. 3). Mõnel rannal puudub pilliroog täielikult, kuid mõned lapid, eriti Matsalu lahes, katavad märkimisväärselt suuri alasid. Enamik suuri roostunud alasid leidub maismaa rannikul ning Saaremaa varjulisel rannajoonel. Kontrastina on tuulisemad alad peaaegu pillirootud. Satelliidikujutiste interpreteerimine osutus Eestis Soomega võrreldes niitude ja muu pilliroole sarnase taimkatte (pilliroole sarnase satelliidi poolt registreeritava spektrisignaali suhtes) suurema pindala tõttu keerulisemaks. Pilliroo kasvualade kogupindala oli Eesti uuringualas 17 000 ha, mis koosnes ligi 4400 eraldi pilliroopolügoonist. Omavalitsuste tasandil paistsid pilliroo kasvualade poolest kõige enam silma Lihula (2553 ha), Ridala (1492 ha) ja Kärla (1410 ha), neist kaks esimest asuvad Matsalu lahe ääres ning viimane Saarema lõunarannikul. Joon. 3. Pilliroolapid Eesti uuringualal. Satelliidipõhise kaardistamise täpsus sõltub kasutatavast metodoloogiast ning interpreteerija kogemustest. Tulemusi võib samas alati pidada kergelt subjektiivseteks. Sellest hoolimata peeti pillirooressursside kaardistamisel saadud tulemusi tööhulgaga võrreldes suhteliselt täpseteks. Kuna puudub nende täpsuse igakülgne hinnang ning satelliidikujutiste lahutusvõime takistab väiksemate sihtmärkide tuvastamist, tuleks neid tulemusi siiski enamjaolt tõlgendada kui teatud trendi näitavaid. Teisteks veaallikateks on ka võimalikud puudused geomeetrilises täpsuses, „segatud pikslid“ ehk enam kui üht maakattetüüpi sisaldavad pikslid, mis raskendavad klassifikatsiooniprotseduuri, nt väärad klassifikatsiooni etalonalad ning roostikualade spektraalsed sarnasused teiste maakatteklassidega. Siiski leiti, et kaardistamise eesmärk oli piisaval määral täidetud – uurimus annab hea üldise hinnangu pilliroo kasvualade olemasolu kohta Lõuna-Soome ja Loode-Eesti rannikualadel, pakkudes head lähtepunkti edasisteks pillirooga seotud tegevusteks. Roostike kaardistamise metodoloogia Landsati satelliidikujutiste interpreteerimise teel on välja töötatud ja testitud Soomes. Eestis on teistsugused rannikutingimused teistsuguse aluskivimi, reljeefi gradiendi ja ranniku morfoloogiaga. Seega puutuvad roostikud kokku erinevate ökoloogiliste tingimustega. Meetodi tõhususe kontrollimiseks Eesti roostike puhul võrreldi Soome kaardistamistulemusi Eesti roostikukaardiga Saaremaa kohta. Võrreldi nii roostike pindala kui pilliroopolügoonide ruumilist paiknemist. Saaremaa roostikukaart on koostatud true-color aerofotode analüüsimisel Soome andmeid korrigeerides, ent ka Eesti põhikaarti (1:10 000), Corine maakatteandmeid ja rannikuandmebaase uurides ning ekspertteadmisi kasutades. Tulemused näitavad, et keskmine pilliroo pindala viga on 14,9%, mis on kooskõlas eelistatava 70% tõenäosusega. Maksimaalne viga ulatub Mustjala vallas 50%-ni. Kui võrrelda korrigeeritud ja korrigeerimata pilliroopolügoonide ühisosa, ei ole tulemused niivõrd täpsed. Näib, et satelliidikujutistelt pärinevate polügoonide ja detailsete pilliroopolügoonide ühisosa on vähem

kui 70%, mis tähendab, et 30% arvutuslikest roostikualadest ei ole tegelikult pillirooga kaetud. Leisi vallas katavad arvutuslikud roostikud ruumiliselt ainult 37% roostikest (pindalaveaga ainult 13%!). Tundub, et kuna roostikud on levinud kitsale alale piki rannajoont, võib ~25 m ruumiline viga roostikud „ümber kolida“ pilliroota aladele. Analüüsi tulemused näitavad, et roostike satelliidilt kaardistamise metodoloogia töötab Eesti rannikualadel maakonna tasandil. Valla tasandil on vea tõenäosus liialt suur, et neid andmeid reaalses planeerimisprotsessis kasutada. Kuna roostikel on tavaliselt eriliselt venitatud kuju, on nad ruumiliste vigade suhtes väga tundlikud. Satelliidikujutisi tuleb roostikukaardile ruumilise täpsuse andmiseks eelnevalt väga hoolikalt töödelda.

Roostiku pindala

(satelliidipildi tõlgendus)

Korrigeeritud roostiku pindala

Viga Ühisosa Vald

ha ha % % Laimjala 476 318 33,1 63,7 Pöide 744 696 6,5 58,8 Muhu 916 854 6,8 60,3 Orissaare 277 274 1,0 64,8 Kaarma 1307 1344 2,8 65,0 Kärla 1309 1539 17,6 71,8 Kuressaare linn 120 98 18,9 71,5 Valjala 380 432 13,7 50,5 Pihtla 535 518 3,2 60,5 Mustjala 179 94 47,3 54,4 Leisi 132 115 13,1 37,0 Kokku/Total 6375 6281 1,5 63,3 Viited: Pitkänen, T. (2006). Missä ruokoa kasvaa [Kus kasvab pilliroog?]. Turun ammattikorkeakoulu, Turku, Finland. Printed format in series Puheenvuoroja, vol. 29. Available also in internet: www.ruoko.fi → julkaisut [ref. 15th March 2007]. Kaart: võrdlus esimese Soome uuringu ja teise, Eesti uuringu vahel. Kaardi autor on Tambet Kikas.

http://www.ruoko.fi/

Pilliroog pole kõikjal ühetaoline Roostike klassifikatsioon ning pilliroo biomassi ja kvaliteedi kaardistamine. Juhtumiuuring Edela-Soomes Turus ja Salos Räikkönen Natalia, MSc, Turu Ülikool. Selle töö eesmärgiks oli luua kahes pilootpaigas Edela-Soomes rannaäärsete märgalade taimkatteklassifikatsioon. Selles klassifikatsioonis jaotati roostikud mitmeks alamklassiks, sõltuvalt iseärasustest, mis on üldiselt seotud märgala suktsessiooni kindla etapiga. Klassifikatsioon põhines värviliste infrapunafotode interpretatsioonil ja 2006. aasta suvel tehtud välisvaatlustel. Need GIS-põhised taimkattekaardid ühendati seejärel kuiva pilliroo biomassi ja ehituskvaliteedi kaardistamise tulemustega. Taimkattekaardi ja pilliroo kvaliteedi mõõtetulemuste ühendamine ühtsesse andmebaasi võimaldab roostike üldist hindamist ning võib olla lähtepunktiks majandustegevuse planeerimiseks rannaäärsetel märgaladel. Artikkel keskendub peamiselt selles töös kasutatud metodoloogia kirjeldamisele. Klassifitseerimisviis Loodushoiu- ja utiliseerimistegevuste planeerimine roostikes nõuab teadmisi nende asukohast, suurusest ja kvaliteedist. Nende potentsiaalse biodiversiteediväärtuse või bioenergia ja ehituse jaoks sobivuse hindamiseks tuleks need rannaäärsed märgalad nende omadustele vastavalt klassifitseerida. Üldkasutatava klassifitseerimisviisi leidmine, mida saaks rakendada erinevates geograafilistes paikades, on aga raske ülesanne. Selle põhjuseks on roostiku varieerumine erinevates kohtades hulga faktorite tõttu, sealhulgas kliima, topograafia, pinnase omaduste ja paiga kasutamise ajaloo. Kuigi kõiki roostikke tuntakse tavaliselt monotoonsete Phragmites australis’e puhmastena, on need paljuski üksteisest erinevad. Erinevusteks on muuhulgas roostiku vanus, selle struktuur, vee- ja risutase, paiga niiskus, muu taimestiku olemasolu ja rohkus. Roopuhmad võivad erineda ka kõrguselt, tiheduselt ja jämeduselt. Need omadused on tõenäoliselt seotud rannaäärse märgala suktsessiooni järkjärguliste etappidega ning võivad olla aluseks roostike klassifitseerimisele eri tüüpideks. Nagu teada, kujutab majandamata roostik endast loodusliku suktsessiooni üleminekuetappi noorelt pilliroolt, mis on hiljuti koloniseerinud avavee alasid, kuivaks võsastunud maaks või rannaäärseks metsaks. Vanemaks saades hakkavad roostikud maapinna tasandile koguma risu ja surnud taimi. Selle tulemusena kerkib risukiht üle maa- või merepinna ning roostik muutub kuivemaks, võimaldades neid kasvupaiku koloniseerida teistel taimeliikidel, sealhulgas põõsastel ja puudel. Kõigil neil järkjärgulistel etappidel on omad karakteristikud, mis võimaldavad meil jagada roostikke alamklassidesse. Need klassid esindavad erinevaid kasvukohatüüpe, mis erinevad liikide poolest, mida need toetada suudavad. Need roostikud, mis seisavad suvel vees, meelitavad tihti ligi linde ja selgrootuid, kuid pakuvad botaanika seisukohas vähest huvi. Kontrastina on sellistes roostikes, kus veetase püsib suve jooksul pinna tasandil või sellest allpool, taimeliikide koosseis rikkam. Uurimus järgis Oeschi taimkatte klassifikatsiooni skeemi (Oesch 1994), mida rakendati taimkattekaardi loomisel Viikki Vanhankaupunginlahtis Helsinkis aastal 2004. Taimkattetüüpe saab selles klassifikatsioonis määrata taimede kasvuvormi ja domineerivate taimeliikide alusel.

Roostikke saab selle skeemi alusel sõltuvalt nende struktuurist, aluspõhja omadustest ning muu taimestiku olemasolust ja rohkusest jaotada kaheksasse alamklassi. Veetaseme ja pinnase omadustest sõltuvalt võib aluspõhi roostikes olla mudane, soine või suhteliselt kuiv. Muu taimestik võib olla elujõuline ja domineeriv või puududa. Kõiki roostiku alamklasse võib iseloomustada ka nendega tüüpiliselt seotud taimeliikide põhjal. Klassifikatsiooni meie uuringupaikades rakendades lisandus sinna veel üks klass. Seda noore roostiku klassi iseloomustab veekoridoridest ja tihedatest pilliroolappidest koosnev mosaiikstruktuur ning see on vastavalt nimetatud roostike VI mosaiiktüübiks. Oma struktuuri tõttu näib selline roostik olevat tähtsaks elupaigaks suurele hulgale linnuliikidele. Lisaks jätsime me välja rannaäärsete metsade klassi, keskendudes peamiselt nendele taimestikutüüpidele, kus harilikku pilliroogu laialdaselt esineb. Kõigi klasside omadusi on kirjeldatud Lisas 1. Uuringualad Uuringus kasutati kaht rannaäärset märgala, mis mõlemad esindasid riimveega alasid erinevates Edela-Soome osades. Üks neist asub Halikko lahe ääres Salo linnas, Salo piirkonna osas, mis asub 50 kilomeetrit Turust idas ja 100 kilomeetrit Helsinkist läänes. Uuritud roostikkude pindala Halikko lahe ääres on enam kui 80 ha. Lahe vesi on tänu äravoolule ümbritsevatelt põllumaadelt ning looduslikult aeglasele veevahetusele toitainerikas. Roostikud lokkavad selles regioonis ning pakuvad varjupaika suurele hulgale rändlindudele ja pesitsevatele liikidele. Teine paik asub Hirvensalo saarel, mis on Turu linna osa ning asub Turu sadama ees. Saare kogupindala on 12,8 km², millest roostikud katavad umbes 95 ha. Kaart 1: Uuringualad Edela-Soomes Turus ja Salos. Taimkatte klassifitseerimine Esialgsed taimkattekaardid põhinesid kõrge ruumilise lahutusvõimega (üks piksel katab 20 x 20 cm ala) infrapuna-aerofotode interpretatsioonil, mis olid tehtud varasügisel. Aerofotosid interpreteerides määrati erinevate taimkattelappide piirjooned. Roostike eristamine infrapunafotodel teistest taimkattetüüpidest oli võimalik tänu erinevustele värvivarjundites, mis varieerusid helerohelisest intensiivse punaseni. Fotodel on näha ka taimkatte tihedus. Mõnes paigas on isegi võimalik roopuhmaste varjude järgi tuvastada nende kõrgus. Taimkattetüüpide interpretatsiooni toetas ka Soome Maamõõduameti digitaalne topograafiline andmebaas. See andmebaas sisaldab muuhulgas ka üleujutatavate ja mudaste alade polügoone. Erinevaid taimkattetüüpe esindavad polügoonid koostati ekraanil ArcGIS-is. Ebamääraseid lappidevahelisi piire kontrolliti välitöödel, kasutades satelliitnavigatsioonisüsteemi (GPS). Väliuuringud tehti 2006. aasta suvel. Kuna uuringualad olid võrdlemisi väiksed, oli neist võimalik vaadelda enamikku. Välitöödel jäädvustati andmelehtedele ning kanti seejärel ArcGIS-i andmebaasi lapi taimkatte tüüp, paiga omadused, nagu põhja seisukord ja veetase, ning sellel leitud taimeliigid. Pilt 1: II tüübi roostik: küllaltki kuiv maapind, paks risukiht, hulgaliselt teisi taimeliike. Halikko laht, Salo. Foto: Natalia Räikkönen, 25. juuni 2006. Pilt 2: VI mosaiiktüübi roostik: tihedate roostiku- ja veelaikude mosaiik. Halikko laht, Salo. Foto: Natalia Räikkönen, 30. juuni 2006. Pilliroo kvaliteedi ja biomassi kaardistamine

Roo kvaliteeti ja biomassi kaardistati 2006. aasta kevadel, enne kui taimedel tulid lehed. Tööga alustati aprillis ning lõpetati mai keskel. Parim aeg pilliroo lõikamiseks on aga talve lõpul, kui merejää on paks ning piisavalt tugev võimaldamaks kerget juurdepääsu kõigile roostike osadele. Samuti on sellal roomaterjali niiskusesisaldus kõige väiksem ning seega on vajadus seda kuivatada väiksem. Välivaatluste ning proovivõtupunktide asukoha plaan põhines satelliidipiltidel ning aerofotodel tuginevatel kaartidel. Välitöödel hinnati iga valimi pilliroopuhmaste omadusi kõigepealt visuaalselt ning seejärel neid mõõdeti. Igast suuremast roostikualast valiti 1 x 1 puidust raami kasutades kolm kuni kuus nelinurkset proovilappi. Pilliroo hindamise tulemused kanti välitöölehele, mis sisaldas järgmisi parameetreid: proovilapi koordinaadid, paiga ja selle ümbruse kirjeldus, hetke ilmastikutingimused, merejää või veetase, maapealse osa kõrgus ja varre alumise osa diameeter (viie varre keskmine) ning ka roomaterjali omadused, nagu kõvadus, sirgus ja värvus. Lisaks sellele kontrolliti ka varte alumiste otste värvi. Mõõtsime ka kõige kõrgemate varte kõrgust ning alusosa diameetrit, mis näisid meelitavat ligi pesitsevaid linde. Välitöödel kasutati järgmist varustust ja materjale: 1 x 1 puidust raam, välitöölehed, GPS-seade, käärid, nihikud varre diameetri mõõtmiseks, meeterjoonlaud, digitaalkaal ning mustad plastikaatkotid. Pilt 3: Roostikku on asetatud ruutmeetri suurune raam. Kõik raami sisse jäävad varred loetakse üle, sellisel viisil mõõdetakse keskmist pilliroovarte arvu. Teadlane Ülo Kask töötamas kevadel 2006 Soomes Turus Hirvensalos. Foto: Eija Hagelberg. Pilt 4: Pillirooga tegelev ettevõtja Mihkel Ling näitab soome grupile, kuidas ära tunda kvaliteetseimat katusepilliroogu. Saaremaa, märts 2006. Foto: Eija Hagelberg Kvaliteetne katusepilliroog on erekollane, sirge ja kõva (katsudes kõva ja mitte habras). See kasvab võrdlemisi ühtlase pikkusega puntides, keskmise pikkusega 200 cm ja keskmise jämedusega 5–6 mm. Samuti peaks see katusematerjalina olema vastupidav. Lisaks sellele peaks kvaliteetne pilliroovars olema alumisest otsast kergelt punakas. Nende omaduste põhjal saab pilliroomaterjali jagada nelja klassi. Esimese klassi (priima) roomaterjal peaks olema homogeense struktuuriga ning mitte enam kui kaks meetrit kõrge, varre alumise osa diameetriga 5–6 mm, kare ja sirge, täiesti vaba rämpsust, nagu vanadest roovartest ning teiste taimede vartest. Teise klassi (hea) roomaterjal võib olla veidi üle kahe meetri pikk ning sisaldada mõningal määral ebakvaliteetset materjali, kuid mitte märkimisväärsel hulgal. Neid roopuhmaid, mis on liiga kõrged või paksud või sisaldavad liialt palju ebakvaliteetset materjali, katusetegemisel kasutada ei saa ning need paigutatakse roomaterjali neljandasse klassi (kehv). Teise ja neljanda klassi vahele jääv roomaterjal klassifitseeritakse rahuldavaks, kolmanda klassi materjaliks. Sellised hea kvaliteediga roopuhmad, mis olid üle kahe ja poole meetri kõrged, märgistati sobivaiks roomattide jaoks. Biomassi hindamiseks lõigati maha kõik proovilapi sisse jäävad maapealsed roovarred, lõigates neid jää või lume tasapinnalt, ning seejärel kaaluti. Roomaterjali välikaal on aga ebakindel omadus, kuna niiskuse sisaldus võib ilmastiku ja paiga tingimustest sõltuvalt märkimisväärselt kõikuda. Biomassi mõõtmise võrreldavaks muutmiseks mõõtsime me kõigepealt roomaterjalis ning seejärel kuivas biomassis sisalduvat niiskuseprotsenti. Niiskusesisaldust mõõdeti laboratooriumis, kus osa lõigatud pilliroomassist kuivatati 12 tundi 105º juures. Niiskuse

säilitamiseks hoiti ja transporditi lõigatud pilliroomass laborisse suletud plastikaatkottides. Niiskusesisaldust arvutati järgmisel viisil: Mar = (m1-m2)/m1 X 100 kus Mar on pilliroo välibiomassi niiskusesisaldus (%) m1 on niiske väliproovi biomass (g) m2 on kuiv proovibiomass (g) Lõpuks arvutati välja kuiv roobiomass, korrutades niiske biomassi prooviruudu ja niiskuse protsendiga ning väljendati see tonnides hektari kohta. Tulemused Halikko lahe tööde tulemused on toodud joonisel 2, kus taimkattekaardil on visualiseeritud kuiva biomassi väärtused ja kvaliteediklassid. Erinevad värvid kujutavad erinevaid taimkattetüüpe ning roostikuklasse. Biomassi väärtus on esitatud varieeruva suurusega tumelillade ringidena, pilliroo kvaliteediklasse aga näitavad erinevad joonemustrid. Arvestuslik pinnast kõrgemale jääv kuiv pilliroo biomass Hirvensalo uuringualas varieerub 4–12 tonni piires hektarilt, olles keskmiselt 6–7 tonni ning Halikko lahe äärde jäävais roostikes 3–12, keskmiselt 5–6 tonni piires hektaril. Ka pilliroo kvaliteet kõigub märkimisväärselt, mitte ainult erinevates paikades, vaid ka sama roostiku piires. Roostiku servadesse jäävad pillirootaimed on tavaliselt jämedamad ja kõveramad ning neid saab kasutada energia tarbeks. Servad on tavaliselt rikkamad muu taimestiku poolest, kuna nad on valgemad, soojemad ja kuivemad. Selle tulemusena nõuab servadest lõigatud roomaterjali eraldamine teiste taimede võsudest rohkem tööd. Roostiku sees tuule tugevus langeb, niiskuse hulk suureneb ning pilliroog kaldub olema tihedam, peenem ja sirgem ning võib seega olla sobivam katusetegemiseks. Niivõrd detailne rannaäärsete märgalade klassifikatsioon oli võimalik tänu võrdlemisi väikestele uuringualadele ning kvaliteetsete aerofotode kättesaadavusele. Märkimist väärib ka see, et pilliroo biomassi ja kvaliteedi kaardistamise tulemused on loomult ajutised ning võivad aastast aastasse ilmastikutingimuste ning majandamispraktikate tõttu kõikuda. Joonis 2: Taimkatte kaardistamise ning pilliroo kvaliteedi ja biomassi kaardistamise tulemused on pandud kokku samale kaardile. Kaardi autoriks on Natalia Räikkönen. Viited: Alakangas, E. 2000. Suomessa käytettävien polttoaineiden ominaisuuksia. Valtion teknillinen tutkimuskeskus. Oesch, T. 1994. Vanhankaupunginlahden kasvillisuuskartoitus. Julkaisematon selvitys. Helsingin kaupungin ympäristökeskus ja Helsingin vesi- ja ympäristöpiiri. Ympäristösuunnittelu Enviro Oy 2005. Vanhankaupunginlahden lintuvesi-Natura 2000 –alueen hoito- ja käyttösuunnitelma. [Vanhankaupunginlahti lahe majandamise plaan].

Klassifikatsioonireeglid: Roostikud:

I tüüp

Kuiv maapind, paks risukiht, madalad puhmad (1–1,5 m) ning suur teiste taimeliikide hulk. Tüüpiliselt kaasnevateks liikideks on Lysimachia vulgaris, Lythrum salicaria, Phalaris arundinacea, Filipendula ulmaria, Agrostis stolonifera.

II tüüp Suhteliselt kuiv maapind, paks risukiht, varte pikkus kõigub 1,5–2,25 m, väiksem teiste taimeliikide arv. Tüüpilisteks liikideks on Lysimachia vulgaris, Galium palustre, Lysimachia thyrsiflora, Peucedanum palustre

III tüüp

Mudane, kuid mitte soine maapind, hõredad roopuhmad, 2–2,5 m kõrged, suur teiste liikide hulk. Tüüpiliselt kaasnevateks liikideks on Solanum dulcamara, Galium palustre, Caltha palustris, Peucedanum palustre Lysimachia thyrsiflora, Calla palustris.

IV tüüp

Märg ja mudane maapind, kuid vee all ainult üleujutuste ajal, 2–2,5 m, napp taimkate, palju vanu kuivanud varsi. Tõenäoliselt on see VI tüübile järgnev suktsessiooni aste. Tüüpilisteks liikideks on Lysimachia thyrsiflora, Galium palustre, Peucedanum palustre.

V tüüp

Märg ja soine maapind, vähemalt osa aastast vee all, mudase mateeria hulk võib paiguti varieeruda, puhmaste kõrgus 2–2,5 m, maapinnal oleva taimestiku hulk kõigub samuti hõredast tihedani. Tüüpilisteks liikideks on Solanum dulcamara, Lemna minor.

VI tüüp Kasvab üle 20 cm vees, mudane põhi; kõrged tihedad puhmad, võivad olla üle 2,5 m kõrged, asustavad kaldaääri, taimkate maapinnal puudub.

VI mosaiik Sama kui VI tüüp, kuid sisaldab tiheda pilliroo ja veelaikude mosaiikstruktuuri. Kaislad

(Shoenoplectus-tüüp)

Domineerivad Schoenoplectus spp. (S. tabernaemontani)

Typha-tüüpi märgala Domineerivad Typha spp. (T. angustifolia or T. latifolia). Niidud:

Pillirooniit

Pilliroo kõrgus on 1,5 m või üle selle, kuid see kasvab hõredalt ning seda pole nii rohkelt, et moodustada roostikku; teisteks tüüpilisteks liikideks on Filipendula sp., Deschampsia sp., Lysimachia vulgaris, Lythrum salicaria, Potentilla palustris, Galium palustre & Peucedanum palustre. Suurima tõenäosusega on need kõrge rohuga niidud, mis on pillirooga kinni kasvanud.

Tarnaniit Domineerivad tarnad. Põõsastikuniit Domineerivad rohttaimed, põõsastikuga kinni kasvanud.

Filipendula ulmaria-niit

Domineerivad Filipendula ulmaria, Valeriana officinalis /Valeriana sambucifolia, Potentilla palustris, Peucedanum palustre, Angelica sylvestris, Deshampsia cespitosa

Lisa 1: Rannaäärsete märgalade taimkatte klassifikatsiooniskeem.

Kaja Lotman, direktor Riikliku Looduskaitsekeskuse Hiiu-Lääne regioon MATSALU ROOSTIKU KUJUNEMISEST JA KASUTAMISEST Matsalu roostik on üks suuremaid ja vanemaid roostikke Läänemere rannikualadel. Esimesed kirjalikud andmed pärinevad aastast 1870, kui Russow ja mõisnik Gernet kirjeldasid Kasari deltas suurt, mitu ruutversta katvat (ligi 10 ruutkilomeetrit) ja mehekõrgust roovälja, milles peale pilliroo oli esindatud ka järvekaisel, ahtalehine hundinui ja kalmus, ning mille vahel leidus ka suuremaid tarnaalasid. 1925. aastaks hindab E. Kumari Matsalu roostiku suuruseks 15 ruutkilomeetrit ning ta kirjeldab roostiku levimist nii lääne suunas lahe madalasse vette kui ka ida suunas piki jõekaldaid (Kumari, 1973). 1983. aastaks on roostiku pindala veelgi kasvanud, Ksenofontova (1985) andmetel on roostiku pindalaks 27 ruutkilomeetrit, ulatus idast-läände 6 km ja põhjast lõunasse 5-8 km. Matsalu roostikus võib eristada 4 roostiku põhitüüpi (Ksenofontova, 1985):

1. Pilliroostikud (82%) 1.1 mereroostikud (52%) 1.2. maismaaroostikud (19%) 1.3 maismaaroostikud tarnastikega (29%)

2. Hundinuiastikud (8%) 3. kaislastikud (9%) 4. meri-mugulkõrkjastikud (0,3%) 5. kalmuse ja suure partheina kogumikud (0,1%)

Seoses veesügavuse muutumisega maastumis- ja soostumisprotsesside tulemusena on praegune taimkattestruktuur roostikus veidi teistsugune. Suurenenud on ahtalehise hundinuia ja meri-mugulkõrkja kasvuala, enam tundub olevat ka suurt partheina. Suurte kogumikena on roostikus kollast võhumõõka. Peamised tegurid, mis mõjutavad roostiku suurust, struktuuri ja dünaamikat Matsalus ja üldse Eesti läänerannikul on järgmised:

1. Maakerge ja sellest lähtuv maismaastumine. 100 aasta jooksul on Matsalu roostiku läänapiir liikunud selle teguri mõjul kuni 5 km (Meriste, 2003)

2. Eutrofeerumine 3. Inimmõju – rannikualade karjatamine ja niitmine

Eespool kirjeldatud roostiku pindala pidev suurenemine tuleneb eelkõige Matsalu-Kasari orundi kujust. 1980.-teks aastateks jõudis tänu maakerkele kõige suurem ja laiem osa Matsalu lahest roostike levikuks soodsa sügavuseni. Edasine roostiku pindala suurenemine pole enam võimalik, sest orund läheb lääne pool kitsamaks (Meriste, Üts, Kirsimäe, 2005). Viimase 25 aastaga ei ole roostiku levikus olulisi nihkeid enam toimunud. Täheldatav on vaid roostiku sisemise struktuuri muutumine ja tihenemine (Meriste, Üts, Kirsimäe, 2005). Eutrofeerumine on Matsalu lahe saatus olnud ilmselt läbi kogu ajaloo. Madalas lahe siseosas kevaditi ja sügiseti pikalt peatuvad kümned tuhanded rändlinnud rikastavad siinset vett väga suure koguse väljaheitega. Aastas peaks see hulk ulatuma mitmetele tuhandetele tonnidele. Tugevalt valgus mööda jõgesid biogeeniderikast vett Matsalu lahte 1960.-1970.-1980.-tel aastatel põllumajandusliku reostusena. Suurenes pilliroo kõrgus ja varre jämedus, roog kõverdus ning muutus hapramaks (Ksenofontova, Polma, 1987). Suuresti süüdistatigi tollal just põllumajandust roostiku kiires laienemises. Kui deltaroostiku pindalas võib täheldada vähenemise tendentsi, siis seoses inimetegevuse

vähenemisega rannikualadel 1980-1990.-tel aastatel laienes Matsalu lahe roostik piki lõuna- ja põhjarannikut endistele rannaniitudele kuni Haeska ja Keemuni, roostusid ka mitmed väiksemad lahesopid ning saared (Sassi poolsaare ja Tauksi ümbrus, Haeska rahud, Saardo ja Kiideva rand, Puise metsa alune rand, Rooglaiu ps jne). Matsalu roostiku linnustik 135 aasta jooksul Käsitletava ala linnustiku kohta pärinevad esimesed teated aastast 1870, mil siinsele linnurohkusele pööras tähelepanu Tartu Ülikooli Zooloogiamuuseumi konservaator Valerian Russow. Oma retkedega tegi ta siin kindlaks 52-53 linnuliigi pesitsemise või kohalolu. Pärast teda on siit läbi käinud hulgaliselt linnu-uurijaid, kes igaüks on midagi uut avastanud. Vahetult enne süvendustöid veetis siin ligi kuu aega Mihkel Härms, pöörates põhitähelepanu just deltapiirkonna linnustikule. Põhjalikuma Matsalu lahe uurimise algatas Eerik Kumari (Sits), kelle algatusel loodi ka 1957. aastal Matsallu looduskaitseala.

Matsalu siselahe roostiku pindala on ligikaudu 2700 ha. Linnuökoloogiliselt võib roostiku jagada mitmeks vööndiks (Onno, 1963, Paakspuu, Kastepõld, 1985):

1) rannalähedane, tarnamätaste ja üksikute pajupõõsastega peaaegu kuiv madal roostik;

2) homogeenne kõrgrooväli jämeda ja kõrge pillirooga;

tihe, madala veega ja avaveelaikudeta roostik

tihe, sügavama veega ja väikeste avaveelaikudega roostik

3) rohkete vabaveealadega ja kohatiste kaislatukkadega roostik;

4) üksikud taimestikutukad avavees.

Rannalähedane, tarnamätaste ja üksikute pajupõõsastega peaaegu kuiv madal roostik on nihkunud viimase 30-40 aastaga mitusada meetrit lääne poole. Paljudes kohtades, kus siis veel pilliroog kasvas, vohavad nüüd kõrgtarnamättad ja suur parthein rohke kollase võhumõõgaga. Samas on tarnamätaste, harva ka pajupõõsastega peaaegu kuiva madalat roostikku leida laikudena rannast üsna kaugel idaosa roostiku sees, näiteks Täku mätta ümbruses. Suvel kasvab seal suhteliselt hõre ja madal roog, palju on muid rohttaimi: kollane võhumõõk, tarnad, suur parthein, vesimünt, jürilill, suur tulikas, soo-seahernes, alss jt.

Teisalt on väga paljudes kohtades hakanud vohama maisroostik. 1970. aastate lõpus oli maisroostikku täis kasvanud kogu Matsalu mere serv ja Suitsu-poolne Lihula mere serv, kitsa ribana oli seda ka luha servas. Praeguseks on maisroo pindala veelgi kasvanud, eriti luha servas, talviti niidetaksegi põhiliselt maisroogu.

Põhilise osa roostiku idaosast moodustab tihe, madala veega ja avavee-laikudeta roostik. Kogu roostikumassiivist moodustab see peaaegu 2/3.

Peaaegu kogu roostiku idaosast on kadunud vabaveelaigud. Tihedat, sügavama veega ja väikeste avaveelaikudega roostikku on praeguste aerofotode järgi veel üsna kitsa põhja-lõunasuunalise ribana Kasari ja Rõude jõe vahelises roostikumassiivis umbes Suitsu suudme ja Rõude kanali otsa vahel. Selline roostik on aga alati kõige mitmekesisema roostikulinnustiku eluala olnud. Rõude jõest põhja pool on vabaveelaike roostikus vaid mõned üksikud. Vabaveelaikude riba kulgeb ka piki Kasari kaldavalli tagust Matsalu mere roostikku. Roostiku lääneserva elualad on jäänud viimaste aastakümnete jooksul enam-vähem samaks, olles selle ajaga vaid tublisti lääne poole nihkunud.

Umbes 70 aastat tagasi nägi Matsalu roostik oma struktuurilt välja hoopis teistsugune. Pideva roostiku piirkonnas leidus siis vaba vett igasuguste laugastena ja lagealadena ca 10-20%, edasi välislahe poole ca 30-40%, kuna hajusate rootukkade piirkonnas tõusis see juba 60-70%, rootukkade distaalpiirkonnas oli vaba vett veel palju enam (Kumari (Sits), 1937).

Koos roostiku ilme muutumisega on suuresti muutunud ka sealne haudelinnustik. Kadunud on suured naerukajakate kolooniad. Nende lahkumise põhjust ei teata. Väikekajakas oli enne süvendamist roostikus väga kõikuva arvukusega, kuid siiski tavaline haudelind. Alates 1965. aastast pole liigi pesitsemist roostikus tuvastatud, kuid mõne paari pesitsemist pole siiani ka välistatud. Aasta-aastalt on neid roostiku kohal ringi lendamas üha vähem näha, tegemist paistab olevat toitujatega. Väga kõikuv on olnud läbi aegade mustviire arvukus. Praegune arvukus on juba kaua püsinud 30-50 vahel, mõnel aastal tundub linde vähemgi olevat.

Tabel 1. Roostikus pesitsevate lindude arvukus 1870-2003. Varasemad andmed kirjandusest (Jõgi 1952, Härms 1926, Kumari 1937, Onno 1963, Paakspuu, Kastepõld 1985). ++ tähistab, et liik on domineeriv, sage või tavaline; + tähistab liigi esinemist.

Aastad 1870 1924 1928-1936 1958-1960 1977-1980 2002-2003

Tuttpütt PODCRI ++ 40 140 140 100-150Hüüp BOTSTE ++ ++ 25 15 18 30-56Kühmnokk-luik CYGOLO 0 0 25 70-130Hallhani ANSANS ++ ++ 160 140 200 70-100Sinikael-part ANAPLA ++ tohutult palju 230üle 250 200-260Soopart ANAACU ++ väga sage 2Rägapart ANAQUE ++ ++ 30-70Luitsnokk-part ANACLY ++ ++ 6Punapea-vart AYTFER ++ väga sage 225 150 150 20-30Tuttvart AYTFUL + 90 0 10 10Roo-loorkull CIRAER ++ 40 30 18 20-22Rooruik RALAQU 50 55 70 150-400Täpikhuik PORANA ++ ++ 75 60 120-1160Väikehuik PORPAR + + 20-25 20 20 0-10Rukkirääk CRECRE 3-220Lauk FULATR väga sage ca 1000 1150 600 70-100Tait GALCHL 12-18Tikutaja GALGAL 55-200Väikekajakas LARMIN ++ ++ 100 60 0Naerukajakas LARRID ++ ++ 5500 2280 6000Mustviires CHLNIG ++ 1 260 140 150 35-50Lambahänilane MOTFLA (+) 700-850Roo-ritsiklind LOCLUS 10 2700-3100Kõrkja-roolind ACRSCH ++ 80 82 80 5000-6000Tiigi-roolind ACRSCI 10 65 100 770-1200Rästas-roolind ACRARU ++ väga sage 84 170 170 450-730Roohabekas PANBIA 11-100Rootsiitsitaja EMBSCH ++ 70 175 200 5500-7000

Roostiku tunnuslinnuks on muutunud kühmnokk-luiged, kes juba kaugelt silma paistavad ning keda just roostiku välisservas hästi palju on. Kasvanud on hüübi arvukus. Rohkem kui varem õnnestus viimasel loendustsüklil roostikus loendada rooruiku ja täpikhuiku. Kohati on neid roostikus lausa massiliselt. Nende kahe liigi arvukus või aktiivsus on aastati väga kõikuv: kuival ja lamandunud rooga 2002. aastal oli rooruike 4,6 ja täpikhuike 17,3 korda vähem kui normaalse veeseisuga ja püstise rooga 2003. aastal. Kuivadel suvedel pesitseb roostikus rukkirääk.

Väga rikkalikuks on muutunud roostikus värvuliste koosseis. Kõrkja-roolind on arvukas roostiku hõredamas ja madalamas osas ning jõekallastel. Kõrgemas ja tihedamas roostikus on teda vähem, seal domineerivad tiigi- ja rästas-roolinnud. Rootsiitsitajat ja roo-ritsiklindu on roostik lausa täis. Arvukalt on siin lambahänilast, keda vaid Kumari on seal ebaregulaarse pesitsejana varem maininud.

Inimtegevuse jäljed pärinevad Matsalu ümbruses nooremast kiviajast, püsiasustus tekkis keskmisel rauaajal (6.-9. saj). Rookatus oli levinuimaks katusematerjaliks Matsalu piirkonnas kuni 19. sajandi lõpuni, kuid vana traditsioon ei ole hääbunud siiani. 1930.-test aastatest on teada juhtumeid, kus rannatalud on pillliroogu kaldaaladele ka istutanud, et katuseroog oleks lähedalt võtta. Lisaks sellele kasutati pilliroogu ka mitmel muul moel: pilliroo vartest tehti roopille, ja torupilli osi, valmistati matte, tarasid, soojustati seinu ning kevaditi niideti pilliroogu loomasöödaks. On teada, et rasketel aegadel on inimesed varjanud end roostikus. Mõisaaegsetest roostikevahtides kujunes omaette kultuurinähtus. Ühe sellise mehe elust jutustab lasteraamat.... Erit, M., 2006. Silma looduskaitseala tähtsus niidu- ja roostikulindude pesitsusalane Eestis. – Hirundo 19 (2), lk. 58-67.

Erit, M., 2006. Rannaniidu- ja roostikulindude asustustihedus Silma looduskaitsealal ja Eestis. – Loodusevaatlusi 2006. Penijõe, lk. 32-49.

Härms, M., 1926. Matsalu lahe ja selle ümbruse linnustikust. – Loodusuurijate Seltsi aruanded 32, lk. 55-78.

Jõgi, A., 1952. Russowi reisid Baltimaade linnustiku tundmaõppimiseks. Tartu (käsikiri Matsalu LKA raamatukogus). Ksenofontova, T., 1985. Matsalu lahe pilliroog ja roostikud. – Matsalu – rahvusvahelise tähtsusega märgala. Tallinn. Lk. 113-125.

Ksenofontova, T., Polma, G., 1987. Roostike taimestiku ja linnustiku muutustest käesoleval sajandil. – Matsalu Riikliku Looduskaitseala ökosüsteemide dünaamika ja seisund. – Matsalu Riikliku Looduskaitseala 30. aastapäevale pühendatud teaduslik-tehnilise konverentsi ettekannete kokkuvõtted. Lihula, 1. august 1987. a. Tallinn, Valgus, lk. 56-66.

Kumari (Sits), 1937. Materjale Matsalu lahe linnustikust. Tartu, 328 lk.

Kumari, E., 1973. Matsalu maastiku looduslike komplekside kujunemisest viimase 100 aasta vältel. - Matsalu maastik ja linnud. Ornitoloogiline kogumik VI. Tallinn, lk. 28-39.

Meriste, M.., 2003. Settekuhjumine Kasari deltas ja Matsalu lahe maismaastumine. Bakalaureusetöö. Tartu Ülikooli geoloogia instituut, Tartu, 64 lk.

Meriste, M., Üts, M., Kirsimäe, K., 2005. Matsalu märgala roostike struktuuri ja leviku muutused aastatel 1980-2004. – Loodusevaatlusi 2004-2005, Lihula, lk. 3-18.

Mägi, E., 2003. Kasari luha ja Matsalu siselahe roostike linnustik ning veerežiimi muutmise mõjust sellele. – Loodusevaatlusi 2000-2002, Lihula, lk. 105-134.

Onno, S., 1963. Matsalu Riikliku Looduskaitseala haudelinnustikust. – Ornitoloogiline kogumik III. Tartu, lk. 23-56.

Paakspuu, V., Kastepõld, T., 1985. Matsalu märgala vee-, soo- ja rannikulinnustik. – Matsalu – rahvusvahelise tähtsusega märgala. Tallinn. Lk. 215-235

Lõigata või mitte? Hariliku pilliroo ja veekvaliteedi vahelisest seosest Arto Huhta, kraadiõppe juhataja, PhD Turku Rakendusteaduste Kõrgkool Pilliroog kuulub sugukonda Poaceae. Harilik pilliroog – ladina keeles Phragmites australis (Cav.) – on üks maailma levinumaid soontaimi, mida leidub kõigil kontinentidel peale Antarktika. Harilik pilliroog on üks Euroopa maa-vee ökotonide dominantseid taimeliike (van der Putten, 1997). Liik on mitmeaastane, selle vars on sirge ning tavaliselt 1–3 meetri kõrgune. Toitainerikastel aladel võib see kasvada veelgi kõrgemaks. Lehed on pikad, 1–2 sentimeetri laiused, rohelised ja teravate servadega. Õied on jämedad, ligemale peopesa suurused. Kehvades kasvupaikades, kus pilliroog kasvab „kasvupaiga reliktina“, õied välja ei kujune (Jalas 1958: 348). Õisiku suurus sõltub ka kasvupaiga kvaliteedist. Pilliroog vohab märgaladel ning kasvab värskes või riimvees. Erinevates kasvupaikades võivad selle adapteerumisvõimelise liigi geneetiliselt sarnased kloonid märkimisväärselt üksteisest erineda. Pillirool on ulatuslik roomav risoom ning selle harude ülespööratud otsad arenevad maapealseks võsuks (Jalas 1958: 351). Pilliroog võib mõnikord võsu luua kuni 10 meetri kaugusel risoomist ning võsu võib hakata kasvama suhteliselt kuivana tunduvas kohas. Piisab sellest, et osa risoomist on niiskes kasvukohas. Pilliroog saab toitaineid ulatusliku maa-aluse risoomi abil, mis ulatub 5 kuni 35 sentimeetri sügavusele. Lisaks on sellel ka peenemad, üle 50 sentimeetri pikad juured, mis kasvavad nii horisontaalselt kui vertikaalselt. Risoomis säilitatavad toitained on olulised kasvuperioodi alguses. Nende varude abil tagab taim enda ellujäämise rasketes elutingimustes (Graneli et al., 1992: 161). Pilliroog parandab tihti hapnikuvaeste setete hapnikusisaldust, eraldades oma ulatusliku risoomi kaudu setetesse hapnikku. Risoomi eluiga on umbkaudu 5–7 aastat. Saastatud ja eutrofeerunud aladel on risoomi biomass madal, kuid võsu on silmatorkav (Gries & Garbe 1989). Kõige tihedamas kohas võib roostik sisaldada ruutmeetri kohta kuni 300 võsu, kuid keskmine tihedus on 40 ja 100 vahel ruutmeetri kohta (Jalas 1958: 351). Soomes õitseb see liik suve lõpus ning seemned saavad küpseks kesktalvel. Õitsemise järel muutuvad roovarred puiseks, ajavad lehed maha ning jäävad läbi jää vertikaalseiks. Pillirooseemnete idanemismäär on Soomes 3–44% (Jalas 1958: 351). Seemned levivad tuulega hilistalvel. Tavaline on vegetatiivne laienemine maa-aluste risoomidega (Saltonstall, 2003: 12, [teiste seas]). Pilliroo koloniseerumine toimub risoomi ja maa sisse „peidetud“ juurte abil ning see võib aastas koloniseerida mitu meetrit uusi alasid. Uute kasvupaikade vegetatiivse koloniseerimise võib peatada sügav vesi. Kui pilliroog on koloniseerinud uue ala, ei pruugi see teiste liikide kasvu ühe kasvuperioodi jooksul alla suruda. Domineerimine ja monokultuur võivad välja kujuneda mitu aastat hiljem (Güsewell 2003: 433–434). Pilliroog domineerib tihti maa ja vee kokkupuutealadel ning moodustab monokultuure. Pilliroo vars ja lehed kasvavad peaaegu alati pealpool veepinda. Talvituvad rohelised pungad asuvad taime maa-alustes osades. Talvitumine leiab aset talvituvate roheliste pungade kujul, kuid uued rohelised lehed tärkavad alles kevadel (Ellenberg et al. 1992: 67–76). Pilt 1. Pilliroog võib agressiivselt koloniseerida suuri alasid, kus see kasvab tihedalt, keskmine tihedus on 40 kuni 100 võsu ruutmeetril. Foto: Eija Hagelberg

Pilliroo esinemist mõjutab vee sügavus. Pilliroo hapniku transportimise võime sõltub vee sügavusest. Mida sügavamal see kasvab, seda raskem on sellel hapnikku juurteni kanda. Liigi optimaalne soolataluvus on 0–15 promilli. Uute alade koloniseerimist võivad mõjutada ka lained, häiritud keskkond, konkurents teiste taimeliikidega ning tõenäoliselt ka toitainete hulk (Weisner & Strand 2002). Pilliroog võib vähendada ülemiste orgaaniliste settekihtide sulfaadisisaldust, mis viib kiirema kasvuni. See võimaldab pillirool koloniseerida raskeid elukeskkondi (Bart & Hartman 2000: 66–68). Pilliroog võib hapnikuga rikastada juuri ümbritsevaid setteid ning seeläbi ära hoida toksiliste ainete omastamist settekihist (Gries et al. 1990, 589–590). Pilliroo esinemine viitab kergelt happelistele ja lämmastikurikastele tingimustele (Ellenberg 1992). Pilliroog kasvab tavaliselt kõvas, väikese orgaaniliste ainete hulgaga põhjasettes. Pehmetes setetes ja varjulistes kohtades ei paku see liik teistele taimeliikidele tavaliselt tugevat konkurentsi. Kui pilliroog kasvab pehmel pinnal, süüakse seda tihti, kuna loomad pääsevad vart tõmmates ligi selle juurtele. Pilliroogu on laialdaselt uuritud, kuid selle mõju veekvaliteedile pole täielikult selge ning mõne uurimuse tulemused on üksteisega vastuolus. Kuna pilliroog on tavaline ning tihti laialt kasvav liik, on see paljude vee- ja maaökosüsteemide jaoks väga oluline. Üldiselt on makrofüüdid oluliseks veeökosüsteemide toitainesisaldust määravaks faktoriks (Phillips 2006: 266–278). Pilliroog ja veekvaliteet Makrofüüdid stabiliseerivad tavaliselt setteid ja vähendavad veekogudes vee liikumise mõju setetele (Vermaat et al. 1990, [teiste seas]) ning üldiselt on teada, et nad vähendavad võimalike vetikate kasvu (Phillips 2006). Makrofüüdid võivad avaldada ka kaudset mõju toitainete tasemele, kuna nad muudavad röövkalade elupaigad paremaks. Need kalad võivad omakorda avaldada märkimisväärset mõju eutrofeerumist suurendavate kalade (st latika ja särje) biomassile (Jeppesen & Sammalkorpi 2002, 298). Veetaimestik vähendab planktonist toituvate kalade mõju zooplanktonile, pakkudes zooplanktonile suuremat varju. Veetaimestikus elavad mikrovähilised võivad märkimisväärselt vähendada fütoplanktoni biomassi (Vakkilainen 2005). Ka võivad makrofüüdid fütoplanktonit valguse eest varjata ning seeläbi avaldada mõju selle kasvule ja biomassile (Jeppesen & Sammalkorpi 2002, 298). Toivoneni ja Huttuneni (1995) ning Maristo (1941) uuringud toetavad üldlevinud vaadet, et makrofüütide ja eutrofeerumise vahel on tugev seos. See seos on ilmne looduslikult eutroofsetes veekogudes (tugev positiivne korrelatsioon toitainete taseme ning makrofüütide biomassi vahel vee ja maa kokkupuutepinnal). Samuti on roovarte lämmastikusisaldus eutroofiliste järvede kaldaaladel kõrgem ilmselt seepärast, et pilliroog säilitab valgalast tulevaid toitaineid (Kvet 1973, Sandström 2007). Kui veeökosüsteemi toitainetesisaldus on stabiilne ning kõrge, võivad makrofüüdid kontrollida fütoplanktoni biomassi (Vakkilainen 2005). Eutroofilistes ja vetikarikastes veekogudes püsib makrofüütide biomass reeglina kõrgena isegi siis, kui väliste toitainete koormus kahaneb. Mõnel puhul piirab lämmastik vetikate kasvu (van Donk et al. 1993). Lämmastiku omastamine makrofüütide poolt on teadaolevalt seotud risosfääri ja seda ümbritsevate setetega (Risgaard-Petersen & Jensen, 1997). Sellised makrofüüdid, millel on olemas nii juured kui maapealsed võsud, nagu näiteks pilliroog, võivad fosforit settekihis kinni hoida. Hapniku eraldamine juurtest

võib viia raua hapnikuga rikastamiseni ja see viib omakorda fosfaatide säilimiseni. Makrofüüdid võivad tänu lagunevale taimemassile, millele järgneb settimine ja orgaanilise aine hulga suurenemine, suurendada ka vee fosforisisaldust (Moss et al. 1986). Praegused praktikad ning nõuanded pilliroo koristamiseks Praeguste nõuannete kohaselt tuleks pilliroogu koristada järgmisel viisil (Kirkkala & Kipinä 2003: 8, Suomen ympäristökeskus 2004: 5): Harilik pilliroog tuleks maha võtta nii järve- või merepõhja lähedalt kui võimalik. Koristamist ei tohiks ette võtta suurte alade kaupa, kuna see võib ringlusse lasta toitaineid, millest võib toituda fütoplankton, näiteks sinivetikad. Ka kaitsevad makrofüüdid kaldaid lainete ja hoovuste põhjustatud erosiooni eest ning hoiavad setetes kinni toitaineid ja tahkeid osiseid. Maastiku ilu säilitamiseks tuleks pilliroogu lõigata nii, et taimestik ja avaveealad oleksid tasakaalus. Lõikamine on efektiivne, kui seda tehakse järgmisel viisil:

- Esimesel suvel, kui pilliroogu lõigatakse, tuleks seda lõigata kaks korda: esimene lõikus on hea teha vahetult enne õitsemist (juuni lõpus), teine 3–4 nädalat pärast esimest. - Teisel suvel, kui pilliroogu lõigatakse, tuleks seda lõigata üks kord, juuli keskpaiga ja augusti keskpaiga vahel. Pilliroogu hiljem lõigata on mõttetu. - Kolmandast suvest alates lõigake pilliroogu siis, kui see on vajalik.

Pilt 2: Kui pilliroogu lõigata varasuvel (juunis), on selle varres ja lehtedes palju toitaineid ning see on toiduks kariloomadele. Varasuvine lõikamine hävitab pilliroogu kõige efektiivsemalt. Pilliroo lõikamine loomasöödaks, Mietoinen, Soomes 26. juunil 2007. Foto: Kimmo Härjämäki. Pilt 3. Hilissuvine lõikus (juuli, august) vähendab kõige efektiivsemalt setete toitainesisaldust, sest sellel aastaajal on enamik taimes sisalduvatest toitainetest varres ja lehtedes. See materjal võib sobida biogaasi tootmiseks. Pilliroo lõikamine Kesk-Soomes Joroinenis 26. juunil 2006. Foto: Eija Hagelberg Kasvuperioodil lõikamise mõjud Lõikamisel kõrvaldatakse pilliroo biomassiga koos veekogudest ainult väike kogus toitaineid, kuna biomass on toitainevaene (0,16–2,2% taime massist) (Asaeda, 2002). Iga-aastaselt lõigatavatel aladel püsib pilliroog madalana, kuid lõikamisel pole mingit mõju toitainete hulgale. Varasuvine lõikamine suurendab toitainete lekkimist keskkonda. Kasvuperioodi hilisemas faasis lekkeid enam ei toimu (Uhlenius 1996, Güsewell 2003, Kojo 2006). Intensiivne lõikamine juunis mitme aasta vältel viis pilliroo taandumiseni, sest juurestikus olevad toitainete varud saavad otsa. Pilliroo lõikamine veepinna kohalt takistab võsude kasvu, kuid kui soovite pilliroogu lõplikult hävitada, tuleks seda lõigata altpoolt veepinda, et peatada hapnikuvarustus. Seda tuleb teha varasuvel, kui pilliroog kasvab mudastes substraatides. Toitainevarud on risoomis kõige madalamad 7–10 nädalat pärast kevadise kasvu algust (Soomes on see juuli lõpus või augusti alguses) ning lõikamine on sellel ajal kõige kasulikum (Weisner & Graneli 1989, Asaeda et al. 2003). Augusti lõpus lõikamine ei avalda tulevasele kasvule mingit mõju, kuna pilliroog on juba kogunud järgmiseks kasvuperioodiks juurestikku piisavalt toitaineid (Weisner & Graneli 1989: 71–80). Roostiku taandumine võtab 3–5 aastat, sõltuvalt koha omadustest, nagu põhjasetete kvaliteet. Kui toimub roostiku taandumine, võivad pinna kohale jäävad lahtised varred suurendada kaldaalade puhastamise vajadust.

Lõikamise mõju veekvaliteedile sõltub veel lõigatava ala suurusest, roostiku kogupindalast ning asukohast. Roostike koristamisele maismaale lähimate saarte rannaaladel tuleks läheneda ettevaatusega, kuna pillirool on sellistes kohtades positiivne mõju toitainete säilimisele. Maismaast kaugemale jäävatel aladel on pilliroo mõju toitainete hulgale vees tõenäoliselt väiksem (Lindholm, 1989 [teiste seas]), kuid pilliroo rolli riimvete toitainedünaamikas pole veel täielikult mõistetud. Kui oligotroofse veekogu litoraalne tsoon on kitsas ja sügav, ei ole pilliroo ja osjade roll toitainete setetes hoidmisel kuigi suur (Nurminen 2003: 16). Koristatav taimemass tuleks kohe pärast lõikamist viia kaldajoonest kaugele, et vältida toitainete leket tagasi veeökosüsteemi. Taimemassi võib komposteerida või kasutada loomasöödana. Kairesalo ja Uusi-Rauva (1983) on märkinud, et surnud osjade detriit võib põhjustada fosforikoormust, mis on litoraalses vees 300 korda suurem kui aktiivselt kasvavate osade põhjustatu. Valesti majandatavad roostikud on märkimisväärne metaaniallikas, seda eriti kevadel (Sorrell et al. 1997). Seega võib roostike koristamisel olla ka negatiivne efekt kasvuhoonegaaside emissioonile. Roo talvise lõikamise mõjud Süsinikdioksiid, mida tekitavad pilliroovarred anaeroobse lagunemise tagajärjel, ning metaan, mida tekitavad metaani tootvate bakterite setted, eralduvad atmosfääri. Pilliroo võime kanda hapnikku ei ole piisav, et aidata talvisel ajal kaasa pillirooga puhastamise protsessile, kuid pilliroo risoomi aeroobne metabolism on piisav selleks, et see suudab alal hoida kõiki teisi elutähtsaid funktsioone. Vee pillirooga puhastamine ei ole seega põhjamaises kliimas mõistlik: talvisel ajal toitainerikast vett ei puhastata, kuna pilliroog ei suuda atmosfäärist setetesse kanda piisaval hulgal hapnikku. Risosfäär (mis koosneb pilliroost ja selle risoomist) ning seda ümbritsev keskkond sisaldavad protsesse, mis on tüüpilised hapnikuvabadele keskkondadele. Pilliroovars on tähtsaks väljumisteeks hingamisel tekkivale süsinikdioksiidile. Metaan, mida toodavad setetes elavad bakterid, eraldub otse anaeroobsetest setetest. Talvisel ajal moodustavad surnud roovarred märkimisväärse torusüsteemi, mille kaudu kantakse metabolismi tagajärjel tekkivaid gaase mõlemas suunas: setetest atmosfääri ning hapniku puhul ka atmosfäärist varre kaudu tagasi setetesse (Brix 1989: 81–98). Pilliroo koristamine talvisel ajal suurendab järgmisel kasvuperioodil pealepoole pinda jäävat biomassi. Ka suurendab see järgmisel suvel võsude kasvutihedust. Talvel hapniku transportimine juurtesse ja risoomidesse on ilmselt üks surnud võsude olulisemaid funktsioone. Haslam (1971) täheldas, et talvine lõikamine suurendab järgmisel suvel võsude kasvutihedust, kuid mitte nende kasvukiirust. Kitsastes roostikes lõikab jää tihti roovarsi maha, kuid sellel pole mingit mõju järgmise perioodi kasvule. Talvise lõikamise positiivne mõju roostike tervisele oli ilmselt talvituvate putukate arvukuse kahanemise ning tärkavatele võsudele langeva valguse hulga suurenemise tagajärjeks. Jää seest lõigatud roovartest leiti tihti tihedaid talvituvate putukate populatsioone. Kui pilliroog maha lõigatakse, ei saa need putukad järgmisel kasvuperioodil seega pilliroogu ega teisi makrofüüte süüa (Granéli 1989: 105). Teisest küljest alandab see roostikus elavate selgrootute populatsioonide biodiversiteeti ning sellel on negatiivne mõju ka roostikulindude populatsioonidele (Ditlhogo et al. 1992). Näib, et talvisel lõikamisel on positiivne mõju roostiku elujõulisusele, mis omakorda võib parandada roostiku võimet kinni hoida valgalalt tulevat toitainekoormat. Talvine lõikamine teeb eriti just madala veega aladel suvise lõikamise lihtsamaks ning võib olla kuluefektiivne viis roolõikamise alustamiseks.

Pilt 4: Kasu talvisest lõikusest võib olla kahetine: 1) lagunev, hapnikku tarbiv biomass viiakse minema, parandades veekvaliteeti ning 2) pilliroog ise on toormaterjaliks katusetegemisel või muul ehitustegevusel. Seda võib kasutada ka bioenergia või loomasöödana. Talvise lõikamiseta triivivad pillirookuhilad kaldale. Foto: Eija Hagelberg. Kanalite lõikamine roostikku Suurtesse pillirooga kaetud aladesse kanalite lõikamine on kasulik biodiversiteedile. Suurendatud roostiku mosaiikvariatsioon suurendab teadaolevalt roostikus elavate kalade, taimede ja teiste organismide arvu (Goc et al. 1997, Able & Hagan 2003, Poulin & Lefebvre 2002: 1567). Kanalite lõikamist maa ja vee kokkupuutepinna lähedale tuleks vältida, kuna see võib suurendada toitainerikka vee ärajooksu valgalalt veeökosüsteemi. Pilliroo lõikamine suurendab tihti teiste makrofüütide nagu kaislate ja veealuste taimede (nt Kojo 2006) ning veealuste makrofüütide kasvupinda, mis võivad toitainete säilitamisel olla pilliroost efektiivsemad (Eriksson & Weisner 1998: 1996). Teisest küljest ei ole pilliroog niisugune metaaniemissiooni põhjustaja kui näiteks vesikupp (Nuphar lutea) või konnaosi (Equisetum fluviatile) (Bergström et al. 2007: 347) ning metaaniemissiooni suhtes oleks parem, kui pilliroogu maha ei lõigataks. Kanalite lõikamine võib suurendada fütoplanktoni kasvu ning kanalite lõikamise mõju veeökosüsteemide toitainesisaldusele tuleks hoolikalt hinnata. Kanalite või mosaiigi niitmist ei soovitata planeerida põllumajanduslike alade, kraavide või jõeestuaaride lähedale. Samuti ei ole kuigi hea niita põldude ja märgalade vahele jäävaid kitsaid pilliroovööndeid. Need pilliroovööndid hoiavad teadaolevalt kinni suvel maismaa-aladelt äravoolavas vees olevaid toitaineid, st makrofüütide biomass on positiivses korrelatsioonis veeökosüsteemi toitainesisaldusega (Maristo 1941, Toivonen & Huttunen 1995, Saltonstall K. 2003: 12–15). Kanalite lõikamine suurtesse roostikesse võib olla kasulik, kui see suurendab kalade elupaikade mitmekesisust ning kui lõigatud kanaleid koloniseerivad veealused taimed. Sellisel juhul paraneb biodiversiteet ning mitmekesistunud taimestikul on positiivne mõju kalapopulatsioonile ja zooplanktoni hulgale, mis kontrollib fütoplanktoni biomassi. Pilt 5: Tudengid mõõdavad roostikus olevas kanalis veekvaliteeti. Laukanlahti laht, Perniö, Soome. Foto: Eija Hagelberg. Pilliroo põletamine kui koristusmeetod Märtsis ja aprillis, kui möödunudaastase pilliroo biomass on kõige kuivem, on võimalik roostikke jäält koristada neid põletades. Võsud ei saa kahjustada, kui põletada varakevadel (näiteks märtsis), kuid mõningane kahju tekib siis, kui roogu põletada aprilli keskel, kui kasv on juba alanud. Hilissuvel põletamine näib olevat efektiivne meetod ala pilliroost puhastamiseks, kuid talvel ja kevadel näib see suurendavat pilliroovõsude tihedust järgmisel kasvuperioodil (Cross & Fleming, 1989). Pilliroo põletamine hilissuvel ei ole põhjapoolsetel aladel kerge, kuna roo veesisaldus on kõrge. Pilliroo põletamise mõju veekvaliteedile ei ole uuritud. Pillirootuhk on väga ränirikas (Isotalo et al. 1981). Tulel on pilliroo kasvule järgmisel perioodil tugev mõju ainult siis, kui see mõjutab sügavalt pinnast (van der Toorn & Mook, 1982). Pilliroo põletamine vähendab hapniku hulka ning nõrgendab seega kõrge veetaseme puhul pilliroo kasvujõulisust. Roostiku taandumine leiab

põletamise järel aset sellisel juhul, kui sellele järgneb üleujutus, mis nõrgendab pilliroo hapniku transportimise võimet (Rolletschek et al. 2000). Pilliroo põletamine on efektiivne viis pilliroomassi hävitamiseks. See ei tooda kahjulikke metaaniemissioone, mis juhtub siis, kui pilliroo biomass hapnikuvaestes tingimustes laguneb. Pilt 6: Pilliroo põletamine varasuvel Soomes Mietoinenis. Vana pilliroo kevadine põletamine muudab rannaniidu varasuvel sobivaks kariloomadele, kuna vana pilliroog kariloomadele ilmselgelt toiduks ei kõlba. Ettevaatlik tuleb olla pesitsevate lindudega: kui pesitsemine on alanud, siis pilliroogu põletada ei tohiks. Foto: Emil Raimoranta. Soovitused Pilliroo koristamisel tuleks alati olla ettevaatlik ning juhtumipõhiselt tuleks uurida selle võimalikke mõjusid veeökosüsteemide toitainesisaldusele ja vees elavatele organismidele. Pilliroo üldist mõju veekvaliteedile ei saa alati ette ennustada, kuna mitmed selle mõjud on kaudsed ning pilliroo lõikamine võib näiteks suurendada teiste veetaimeliikide kasvu ja seega mitmekesistada zooplanktoni ning kalade elupaiku. Mosaiigi ja kanalite lõikamine suurtesse roostikesse on üldiselt kasulik ning ei suurenda ilmselt toitainete eraldumist setetest. Kui lõigatud kanaleid koloniseerivad teised makrofüütide liigid, võib see veeökosüsteemile olla kasulik. Teatud olukordades võib kasutada ka teisi koristusmeetodeid. Kui tekib vajadus tervete roostike koristamiseks, tuleks seda teha ettevaatlikult. Pilliroog võib taastuda isegi pärast püsivaid katseid seda puhastada, kuna sellel on maa-alustes juurestikes märkimisväärsed toitainete varud. Kui eesmärgiks on pilliroo kasv lõplikult peatada, tuleks võsusid alati lõigata allpool veepinda. Soovitatav on mitte koristada põldude ja märgalade vahel või kraavide ja jõgede estuaaride kallastel olevaid roostikke. Nende elupaikade roostikest puhastamisel võib olla negatiivne mõju veeökosüsteemile, sest see võib suurendada toitainete voolu veeökosüsteemi ning seega suurendada eutrofeerumist. Üks tähtsamaid probleeme roostike majandamisel on see, et pilliroo niitmine võib avaldada suurt mõju kasvuhoonegaaside emissioonile. Valed majandamispraktikad võivad suurendada kasvuhoonegaaside emissiooni atmosfääri. Roostike laiaulatuslik lõikamine võib ka suurendada teiste veetaimede kasvupinda, mis võib omakorda emissioone pilliroost enam suurendada. Pilliroo lõikamine suurtel aladel suurendab tänu avaveealade suurenemisele, mis on fütoplanktonile kasulikud ning vähenevale konkurentsile veetaimedega fütoplanktoni kasvu. Viited Able K.W. & Hagan S.M. (2003) Impact of Common Reed, Phragmites australis, on Essential Fish Habitat: Influence on Reproduction, Embryological Development, and Larval Abundance of Mummichog (Fundulus heteroclitus). – Estuaries 26: Asaeda T., Manatunge J., Fujina T., & Sovira D., (2003) Wetlands Ecology and Management 11: 127-140 Bart D. & Hartman J.M., (2000) Environmental Determinants of Phragmites australis Expansion in a New Jersey Salt Marsh: An Experimental Approach. Oikos 89: 56-69 Bergström I., Mäkelä S., Kankaala P., & Kortelainen P. (2007) Methane Efflux from Vegetation Stands of Southern Boreal Lakes: An Upscaled Regional Estimate. Atmospheric Environment 41: 339-351. Brix H., (1989) Gas Exchange through Dead Culms of Reed, Phragmites australis (Cav.) Trin. ex. steudel. Aquat Botany 35: 81-98 Brix, Hans, Sorrell, Brian K. & Orr, Philip T. (1992) Internal Pressurization and Convective Gas

Flow in some Emergent Freshwater Macrophytes. Limnology and Oceanography. Cowie N.R., Sutherland W.J., Ditlhogo M.K., & James R. (1992) The Effects of Conservation Management of Reed Beds II. The Flora and Litter Disappearance. J. Appl. Ecol 29: 277 -284 Cross D.H. & Fleming K.L. (1989) Control of Phragmites or Common Reed. U.S. Fish and Wildlife Leaflet 13.4.12. 5pp Ditlhogo M.K.M., James R., Laurence B.R., Sutherland W.J. (1992) The Effects of Conservation Management of Reed Beds. I. J.Appl. Ecol. 29: 265-276 Eriksson P.G. & Weisner S.E.B. (1998) An Experimental Study on the Effects of Submersed Macrophytes on Nitrification and Denitrification in Ammonium-rich Aquatic Systems. Limnology and Oceanography 44(8) 1993-1999 Granéli W. (1989) Influence of Standing Litter on Shoot Production in Reed, Phragmites australis. Aquat Botany 35, 99-109. Granéli W., Weisner S.E.B., Sytsma M.D. (1992) Rhizome Dynamics and Resources Storage in P. australis. Wetl. Ecol. Management 1: 239-247. Gries C. & Garbe D. (1989) Biomass and Nitrogen, Phosphorus and Heavy Metal content of Phragmites australis During the Third Growing Season in a Root Zone Waste Water Treatment. Arch. Hydrobiol. 117: 97-105 Güsewell S., (2003) Management of Phragmites australis in Swiss Fen Meadows by Moving in Early Summer. – Wetlands Ecology and Management 11 (6): 433-445 Haslam (1971) Shoot Height and Density in Phragmites Stands. Hidrobiologia (Bucuresti) 12: 113-119 Isotalo I., Kauppinen P., Ojanen T., Puttonen P., and Toivonen H. (1981) Järviruoko energiakasvina. Tuotosarvio, tekniset mahdollisuudet ja ympäristönsuojelu. Summary: Energy from Reed in Finland, Potentials and Constraints. National Board of Waters, Finland. Report 210.48p. Jalas J. (1958) Järviruoko (Pilliroog), teoses: Suuri kasvikirja (Suur taimeraamat) James (1988) The Post-fire Environment and Earthworm Populations in Tallgrass Prairie, Ecology 69: 476-483 Jeppesen & Sammalkorpi (2002) 298. Lakes, publication: Handbook of Ecological Restoration, Perrow M.R. & Davy, A. (avaldanud) Cambridge University Press Kairesalo T. & Uusi-Rauva A. (1983) Phosphorus Release by an Emergent Macrophyte: Significance to Epiphyton. Proc. Int. Symp. Aquat. Macrophytes, Nijmegen, 18-23 September, 1983: 101-110. Karunaratne S., Asaeda T., & Yutani K., (2004) Shoot Regrowth and Age-specific Rhizome Storage Dynamics of Phragmites Australis subjected to Summer Harvesting. Ecological Engineering 22: 99-111 Kirkkala T. & Kipinä S. (2003) Lounais-Suomen järvikunnostusopas, opas nro 1 (Edela-Soome järvehooldusõpik, õpik nr. 1). Lounais-Suomen ympäristökeskus, opassarja, vesi (Edela-Soome Keskkonnakeskus; õpikiute sari, Vesi). Kojo Janne 2006 Ruoikon väyläniiton vaikutukset veden laatuun (The Effects on the Quality of Water by Cutting Channels in Reed Beds). Opinnäytetyö (Dissertation), Turku University of Applied Sciences, Fishery and Environmental-Economic Department Kvet (1973) Mineral Nutrients in Shoots of Reed (Phragmites communis TRIN) Pol. Arch. Hydrobiol. 20: 137-147 Lindholm T. & Frödjö E.M., (1996) Vertical Gradients of a Reed Belt Environment studied by Close-interval Sampling. Arch. Hydrobiol. 137: 177-186

Maristo L. (1941) Die Seetypen Finnlands auf Floristischer und Vegetationsphysiognomischer Grundlage. Botanical Publications of Finnish Zoological and Botanical Society Vanamo. 15(5). Helsinki. 314 pp. Nurminen L. (2003) Role of Macrophytes in a Clay-turbid Lake, Implications of Different Life Forms on Water Quality. Academic dissertation in Limnology. University of Helsinki Ostendorp W. (1989) “Die-back” of reeds in Europe – a critical review of literature. Aquatic Botany 35, 5-26. Phillips G.L. (2006) Europhication of Shallow Temperate Lakes 261 - 278, publication: The Lakes Handbook vol. 2, Lake Restoration and Rehabilitation, O’Sullivan P.E. & Reynolds C.S. (published by) Blackwell Publishing Pokorny & Kvet (2004) Aquatic Plants and Lake Ecosystems 309-340, in the publication: The Lakes Handbook, O’Sullivan P.E. & Reynolds, C.S. (published by) Blackwell Publishing. Poulin B. & Lefebvre G. (2002) Effect of Winter Cutting on the Passerine Breeding Assemblage in French Mediterranean Reedbeds. Biodiversity and Conservation 11: 1567-1581 Risgaard-Petersen N. & Jensen K. (1997) Nitrification and Denitrification in the Rhizosphere of the Aquatic Macrophyte Lobelia Dortmanna L. Limnology and Oceanography 42: 529-537 Rolletschek H., Rolletschek A., Hartzendorf T., Kohl J-G., Physiological Consequences of Moving and Burning of P. Australis Stands for Rhizome Ventilation and Amino Acid Metabolism, Wetlands Ecology and Management 8: 425-433. Sandström, M. (2007) Järviruokovyöhykkeen kyky pidättää ojista tulevaa kuormitusta (Reedbelts ability to retain nutrient of ditches). Opinnäytetyö (Dissertation), Turku University of Applied Sciences Scheffer M., Hosper S.H., Meijer M-L., Moss B., Jeppesen E., (1993) Trends in Ecology and Evolution 8: 275-279 Toet S., Bouwman M., Cevaal M., & Verhoeven, J.T.A. (2005) Nutrient Removal through Autumn Harvest of P. Australis and Typha Latifolia Shoots in Relation to Nutrient Loading in a Wetland System Used for Polishing Sewage Treatment Plant Effluent. Journal of Environmental Science and Health Part A 40 (6-7): 1133-1156 Toivonen H., & Huttunen P., (1995) Aquatic Macrophytes and Ecological Gradients in 57 Small Lakes in Southern Finland. Aquatic Botany 51: 197-221. Uhlenius, Niklas (1994) Vassbeskärningens inverkan på fosforhalten inom ett avgränsat område. Specialieringsarbete. Statens fiskeriläroanstalt, institutlinjen. Vakkilainen, Kirsi (2005) Submerged Macrophytes Modify Food Web Interactions and Stability of Lake Littoral Ecosystems. Academic dissertation in environmental ecology (2005: 1) Helsingin yliopisto. Van der Toorn J. & Mook J.H. (1982) The Influence of Environmental Factors and Management Stands of Phragmites Australis I. Effects of Burning, Frost and Insect Damage on Shoot Density and Shoot Size. J. Appl. Ecol 19: 477-499 Weisner S.E.B. & Strand J. (2002) 243 Handbook of Lake Restoration, Cambridge University press Van der Putten W.H. (1997) Die-back of P. Australis in European Wetlands: An Overview of the European Research Programme on the Reed Die-Back and Progression (1993-1994). Aquat Bot 59: 263-275.

Antti Below, loodushoiubioloog, Soome Metsade ja Parkide Amet/Loodusvarade Amet Markku Mikkola-Roos, vanemteadur, Soome Keskkonnainstituut Roostikulinnud Roostikud on tähtsaks elupaigaks paljudele linnuliikidele. Inimmõjulisest eutrofeerumisest, maapinna tõusust ning osaliselt kliimamuutusest põhjustatud roostike ekspansioon on loonud uusi elupaiku roostikest sõltuvaile linnuliikidele. Paljude roostikulindude tüüpide levik on viimase sajandi jooksul laienenud ning olemasolevate liikide arvukus on kasvanud. Kesk-Euroopas on ehitustegevuse ja maade põllumajanduslikuks otstarbeks kuivendamise tagajärjel roostikud viimasel ajal muutunud harvemaks. Mitmed roostikele omased Kesk- ja Lõuna-Euroopas elavad linnuliigid on peaaegu välja surnud. Paljudes riikides, näiteks Inglismaal ja Saksamaal on ohustatud roostikulindude kaitseks istutatud uusi roostikke. Roostikud pesitsuspaigana Parimas seisukorras olles on roostikud varjuliseks ja toitaineterikkaks pesapaigaks paljudele linnuliikidele. Lopsaka rohuga abajad toetavad mitmekesiseid ja külluslikke putukapopulatsioone ning on seega tähtsaks kudemispaigaks paljudele kalaliikidele. Parimas seisukorras olles koosneb roostik erinevatest struktuuridest, mis on läbi põimitud erineva sügavusega veeteedega. Sellised tingimused tagavad tiheda, mitmekesise linnupopulatsiooni. Kui roostikega on ühenduses laiad rannaniidud, suureneb märgalade väärtus veelgi. Rannaniitudel armastavad toituda ujupardid, mis meelitavad ligi ka pesitsevaid kurvitsalisi. Aerofoto: Oma taimestiku tõttu tagavad mosaiigikujulised veeteed mitmekesise ja suurearvulise linnupopulatsiooni. Halikko, Soome, august 2002. Foto: Ilmakuva Vallas Oy. Erinevad linnuliigid eelistavad erineva struktuuriga roostikke. Mõned liigid, nagu näiteks hüüp (Botaurus stellaris), vajavad pesitsemiseks suuri roostikke. Uuringud näitavad, et hüüp pesitseb ainult roostikus, mis on üle 20 hektari suur ning veepiiri lähedal asuva avatud tsooniga, kus linnud saavad kala püüda. Roostiku mosaiigikuju on tähtis paljudele linnuliikidele, kusjuures enamik linde eelistavad taimkatte servi, näiteks roostiku ja avavee piire. Eutrofeerumine vähendab lindude arvu piirkonnas ning peletab teatud liigid isegi minema. Mõned liigid, näiteks roo-loorkull ja hüüp, armastavad elada roostiku niisketes ja ligipääsmatutes osades. Kui roostiku põhja koguneb liiga palju kõdunevat roomaterjali ning ala muutub röövloomadele kergesti ligipääsetavaks, leiavad linnud endale teise pesitsuspaiga. Ruiklased ja laugud, nagu näiteks rooruik (Rallus aquaticus) ja täpikhuik (Porzana porzana), vastavad roostike kuivamisele nendega sarnasel moel. Roosiitsitaja (Emberiza schoeniclus) aga võib pesitseda isegi kuivades roostikes, kuid pesade arv jääks sellisel juhul tunduvalt madalamaks kui märgades, sakiliste servadega roostikes. Paljud linnuliigid pesitsevad avavee lähedal roostike välisservades. Selliste lindude näiteiks on tuttpütt (Podiceps cristatus), sarvikpütt (Podiceps auritus) ja lauk (Fulica atra), kes ehitavad oma madalad kuhjalaadsed pesad roostiku serva või hõredasse roostikku. Kui roostunud lahtedes on sobivaid pesitsusalasid, võib sinna pesa teha ka mustpea-kajakas (Larus ridibundus), kes on Soome linnuliikide hulgas võrdlemisi uus. Liik elas 1950ndatel üle dramaatilise kasvu, kuid selle arvukus on sellest peale langenud. Mustpea-kajakate kolooniad pesitsevad sageli eutrofeerunud

märgaladel ning pakuvad teistele lindudele kaitset röövliikide vastu. Parimal juhul võib seal olla tuhandeid silmapaare, mis jälgivad röövliikide liigutusi, kes ohustavad ka teiste nende koloonia keskel pesitsevate lindude, näiteks tuttvardi (Aythya fuligula), punajalg-tildri (Tringa totanus) ning paljude teiste liikide pesi. Väikekajakad (Larus minutus) võivad sisemaa roostunud lahtedes asuda pesitsema mustpea-kajakate kolooniate keskel, kuid võivad moodustada ka omi pesitsuskolooniaid. Soomes pesitseb see liik merelahtedes ainult harva. Pilt: Rooruik(oranži nokaga lind): Rooruike nähakse harva, kuid öösiti kuuleb tihedais roostikes hüüdeid, mis meenutavad sea kisa. Foto: Antti Below. Kui veetase langeb ja roostike eutrofeerumine jõuab teatud punktini, langeb linnuliikide arv kiiresti. Suurtes homogeensetes ja soostunud roostikes liikide arv kahaneb ning kõige väärtuslikumad liigid kaovad täielikult. Roostikus pesitsevatest liikidest on kõige nõudlikumad hüübid ja roo-loorkullid. Veelindudest kaovad esmalt sukelpardid. Punapea-vardid (Aythya ferina) ning tuttvardid saavad vohavates madalates veeteedes hakkama, kuid kui veetase veelgi alaneb, otsivad nemad samuti endale teised pesitsuspaigad. Ujupartidest taluvad lahtiste veeteede kinnikasvamist kõige kauem sinikaelpardid ja piilpardid. Piilparte võib mõnikord leida väikestes avaveelaikudes roostiku keskel. Enamik liike vajavad pesitsemiseks laia roostikku. Mõned liigid saavad hakkama ka roostiku kitsamates osades. Nende liikide hulka kuuluvad harilik roosiitsitaja ning kõrkja-roolind (Acrocephalus schoenobaenus), kes võivad pesitseda roostikust väljapoole jäävas põõsastikus. Viimase sajandi uustulnukate hulka kuuluvad rästas-roolind (Acrocephalus arundinaceus) ja tiigi-roolind (Acrocephalus scirpaceus), kes vajavad laiemaid ja kindlamaid roostikke. Roohabekas (Panurus biarmicus), mis maandus Soomes kusagil kahekümne aasta eest, näib olevat asunud elama Soome laiadesse roostikesse, kuid Kesk-Euroopas võib see pesitseda isegi väiksemates roostikes, kuni neis jätkub pesitsuskohti. Soomes ei asustanud roohabekad aga sisemaaroostikke: kõik roostikud, mida nad regulaarsete pesitsuspaikadena kasutavad, asuvad rannaäärsetes lahtedes. Roostikud on Soomes tähtsaks elupaigaks ka paljudele teistele uustulnukatele, nagu väikepütt (Tachybaptus ruficollis), rääkspart (Anas strepera), soo-loorkull (Circus pygargus) ja väikehuik (Porzana parva). Kuldhänilane (Motacilla citreola) pesitseb märgalaniitude ja roostike servades, kusjuures pesa asub tihti roostiku sees. Pilt: roohabekas, väike pruun lind. Roohabekas on alles viimastel kümnenditel laiendanud oma pesitsusala Põhja-Euroopa kõige esinduslikematele roostikualadele. Foto: Antti Below. Roostikud peatumispaikadena Roostikud on rändeperioodidel tähtsateks peatumis- ja toitumispaikadeks. Sulgimise ajal koguneb roostikku ka sulgi. Rändeperioodil võivad oma teel põhjapoolsetele pesitsusaladele roostikus peatuda tuhanded veelinnud. Nad peatuvad roostikulahtedes, et oodata ilma paranemist, või siis selleks, et hankida lisatoidust rändeteekonna järgmiseks etapiks. Enamik veelinde vajavad laiu madalaid või

poolmadalaid avaveealasid ning heterogeenset taimestikku. Ujupardid armastavad eriti magada roostikus varjul, kuna sukelpardid jäävad aga avavette, magades tiheda parvena. Kurvitsalistele tihedad roostikud ei meeldi. Neid leidub ainult roostike avatud äärealades, hõreda taimestikuga randadel või rannaniitudel. Tikutaja (Gallinago gallinago) on ainus kurvaline, kes arvukalt roostikus armastab peatuda. Rände ajal peatub roostikes palju värvulisi. Populatsioon koosneb peamiselt roostikus pesitsevatest liikidest, kuid seal peatuvad ka teistes elupaikades elutsevad liigid, keda meelitab ligi roostiku pakutav rikas toidus ning kaitse. Kõige tihedamate külaliste hulka kuuluvad põõsalindlased, salu-lehelinnud (Phylloscopus trochilus) ja sinirinnad (Luscinia svecica). Roostikud toitumis- ja sulgimisaladena Vees ja mere- või järvepõhjas elavad putukad ning teised selgrootud on nii veelindudele kui kurvitsalistele tähtsaks toiduallikaks. Eriti suur on sääsevastsete biomass ning samamoodi võib küllaldaselt olla ka kiilivastseid ja puruvanasid. Tähtsaks toiduallikaks on vesikirbud, kes kuuluvad vähiliste hulka. Ka veemardikad on lindudele sobivaks toiduks. Samamoodi on selgrootud oluliseks toiduallikaks kaladele. Ilma selgrootute loomade külluseta ei saaks roostikualadel välja kujuneda substantsiaalset linnupopulatsiooni. Samavõrd tähtsad on veest väljunud kiilid ja sääsed ning neile sarnaselt on olulised mitmed teised lendavad putukad, eriti just värvuliste toiduna. Lisaks päris roostikulindudele kasutavad seda toiduressurssi ära ka paljud teised linnud, näiteks pääsukesed ja piiritajad (Apus apus). Parvlevad putukad kõlbavad ka suurematele lindudele ning eriti just kajakad peavad neile varmalt jahti. Kiile ja teisi suuri putukaid valib oma toiduks lõopistrik (Falco subbuteo). Roostikud meelitavad pesitsusajal ümbruskonnast ligi hulgaliselt toitujaid. Roostiku külluslik putukapopulatsioon meelitab ligi sadu pääsukesi, eriti halvema ilmaga perioodidel. Isegi piiritajad (Apus apus), kes sagedamini püüavad toitu suurematest kõrgustest, võivad vihmastes ja tuulistes tingimustes laskuda toidu otsinguil roostiku lähedale. Suvekuudel võib roostiku kohal kiile jahtimas näha lõopistrikud (Falco subbuteo), kes pesitsevad roolahtede lähedal. Veelinnud vahetavad korraga kõiki tiivasulgi, mille ajal on nad lühikest aega täiesti lennuvõimetud. Lopsakad roostikualad on tähtsateks veelindude sulgimispaikadeks, sest seal on väiksel alal küllaldaselt toitu ning roostik pakub varju röövliikide eest. Roostikualadele koguneb sadu või isegi tuhandeid sulgivad veelinde. Roostiku servas peatuvad lähedastest kolooniatest pärinevad hallhaigrud (Ardea cinerea). Neile meeldib roostiku ja avavee vahele jäävas alas kala püüda. Roolahes toituvad kaladest ka kalakotkad (Pandion haliaetus), kes võivad kala püüdma tulla päris kaugelt. Roostiku avatud osades püüavad kala jõgitiirud (Sterna hirundo) ja randtiirud (Sterna paradisaea) ning mõnikord isegi räusktiirud (Sterna caspia). Talvisel ajal toituvad paljud erinevad liigid roostikus seemnetest ja putukatest. Sinitihased (Parus caeruleus), roohabekad ning roosiitsitajad on roostikus mõned sagedasematest liikidest. Hallõgija (Lanius excubitor) otsib endale